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Diáspora HídricaJóvenes Mexicanos

Explorando las Fronteras del Conocimiento del Agua

Publicación digital de la Red del Agua UNAMEdición Especial, Octubre 2020

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Impluvium, Publicación Digital de la Red del Agua UNAM Edición Especial: Diáspora Hídrica

BIENVENIDA

elemento central de la revolución que se observa en el conocimiento al incorporar tecnologías de la información que han modificado por completo la manera en la que vivimos. De esta manera, evolu-cionamos con el mundo, transformando nuestro quehacer hacia formas de pensamiento cada vez más interdisciplinarias.

Por esta razón, es necesario construir las vías que favorezcan la evolución de nuestros especialistas hacia un grupo aún más activo, moderno, abierto y vibrante. Necesitamos científicos e ingenieros dedi-cados al agua que no solo desarrollen el mejor cono-cimiento disponible en el mundo, sino que tengan la capacidad para llevarlo de forma inmediata al corazón de las decisiones del gobierno para favore-cer el desarrollo del país. Requerimos de un ecosis-

Es posible afirmar que el mundo académico del 2050 será completamente diferente al de hoy; más aún, será virtualmente irreconocible respecto a aquel que existió hace treinta años. Las institucio-nes académicas exitosas requerirán la generación de una amplia base de capacidades y líderes altamente calificados que posean habilidades combinadas que resulten de un conocimiento científico multidisci-plinario, con uso de la tecnología, la ingeniería y las matemáticas.

Dado que el agua es un elemento clave para el desarrollo social y económico de los países, esta evo-lución nos obliga a llevar a cabo una transformación de la manera en que enfrentamos y resolvemos los problemas hídricos. Por otro lado, las nuevas gene-raciones de científicos e ingenieros constituyen el

Impluvium, Publicación Digital de la Red del Agua UNAM

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Edición Especial: Diáspora Hídrica

tema de cooperación entre generaciones, campos de conocimiento e instituciones. Esto nos permitirá avanzar en la construcción de un México que per-mita el florecimiento del conocimiento y las ideas. Los jóvenes, el conocimiento y la innovación repre-sentan las rutas críticas para revivir el crecimiento sustentable de México y cerrar la brecha social y tec-nológica que ya existe.

Este fue el razonamiento que llevó a la Secre-taría del Medio Ambiente y Recursos Naturales de México, a través del Instituto Mexicano de Tecno-logía del Agua (IMTA) y de la mano del Instituto de Ingeniería y la Red del Agua UNAM, a organizar el 1er seminario virtual “Diáspora Hídrica: Jóve-nes mexicanos explorando las fronteras del conoci-miento del agua”. El evento, celebrado del 3 al 7 de agosto de 2020 en un ambiente relajado y en acom-pañamiento de académicos de diversas instituciones nacionales dedicadas al agua, nos dio la oportuni-dad de identificar las capacidades de la nueva gene-ración de profesionistas que trabajan en la academia y la industria para dar solución a los problemas hídricos de nuestro tiempo. El objetivo fue generar

un ecosistema de cooperación intergeneracional e interinstitucional.

Desde la perspectiva del IMTA, el futuro del agua en México, basado en los principios de la ética, la evidencia científica para sustentar la toma de decisiones y la transparencia en el manejo de la información hídrica, estará construido forzosa-mente sobre este diálogo intergeneracional. Las for-talezas de los académicos de mayor experiencia, en conjunto con jóvenes investigadores altamente cali-ficados, harán de México un país vibrante para la generación de conocimiento de punta. Este evento nos permitió iniciar esta tarea.

Las crisis económica y sanitaria globales que atravesamos en este 2020 en el contexto de la pan-demia de COVID19, aunadas a las condiciones de cambio y competencia que se han puesto de mani-fiesto, demandan más que nunca de la investigación e innovación para mejorar las condiciones ambien-tales, económicas, sociales y culturales del planeta. La escala y complejidad de los retos de este siglo requieren de un cambio de paradigma en la manera en la que promovemos el desarrollo y conducimos


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la economía, para enfocarlos hacia la búsqueda del bienestar con equidad y sustentabilidad.

Hoy más que nunca se requiere de la agilidad e ímpetu de las nuevas generaciones, y es tarea de todos conducir la transformación de México a tra-vés del uso sostenible del agua, con énfasis en el cierre de brechas de desigualdad, el desarrollo eco-nómico de todos y la conservación y recuperación del medio ambiente.

DR. ADRIÁN PEDROZO ACUÑADirector General del Instituto Mexicano de Tecnología del Agua

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PRESENTACIÓN

México y el mundo experimentan retos complejos y de diversa índole para alcanzar la seguridad hídrica. A pesar de los importantes avances alcanzados por gobiernos, instituciones internacionales, empresas y organizaciones sociales, millones de personas conti-núan sin acceso a servicios básicos de agua potable y saneamiento o se encuentran en condiciones de riesgo provocado por la ocurrencia de fenómenos hidrometeorológicos extremos. Además, los ecosis-temas asociados al agua se degradan a escalas que ponen en peligro la sustentabilidad del planeta.

Para hacer frente a estos desafíos, se requiere del trabajo colaborativo entre todos los sectores y del diálogo permanente entre las disciplinas del cono-cimiento bajo un espíritu de innovación. Desde su nacimiento en 2010, la Red del Agua UNAM se

ha convertido en una plataforma para impulsar la docencia, la investigación y la difusión de la cultura sobre los recursos hídricos. Para alcanzar estos obje-tivos, hemos realizado alianzas estratégicas con los actores más relevantes a nivel nacional e internacio-nal. Sin lugar a dudas, la colaboración con el Insti-tuto de Ingeniería UNAM y el Instituto Mexicano de Tecnología del Agua nos ha permitido avanzar hacia un entorno con mayor seguridad hídrica.

Los avances alcanzados por la Red del Agua UNAM son producto de sus miembros, principal-mente de los jóvenes, pues son ellos quienes impul-san con mayor fuerza las innovaciones científicas, tecnológicas y sociales en la materia. Los jóvenes están en contacto con el conocimiento de vanguar-dia, se atreven a desafiar sus límites y experimentan


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con la ciencia de frontera. Sin embargo, es necesario fomentar su crecimiento, no solo a través de capa-citaciones, sino mediante el reconocimiento de su papel como agentes de cambio.

El Primer Seminario Virtual “Diáspora Hídrica: jóvenes mexicanos explorando las fronteras del conocimiento del agua” se inscribe entre los múl-tiples proyectos que ha creado la Red para apoyar el talento de los jóvenes mexicanos. Creamos, junto con Fundación UNAM, el Premio a la mejor tesis en recursos hídricos a nivel licenciatura y posgrado y estamos ahora en la segunda edición; nos hemos propuesto como política incorporar a jóvenes como ponentes en nuestros eventos académicos; y hemos ofrecido un gran número de actividades académicas para su capacitación.

En los más de 10 números de nuestra publica-ción digital de divulgación científica Impluvium, hemos difundido ampliamente las investigaciones de los jóvenes atendiendo en todo momento altos criterios de calidad. Por tanto, es con gran entu-siasmo que decidimos dedicar un número especial

a los trabajos de los participantes de este Primer Seminario Virtual.

Estamos seguro que la información discutida por los jóvenes autores en los artículos contenidos en este número especial marcará la agenda de inves-tigación hídrica en el mediano y largo plazos.

DR. FERNANDO J. GONZÁLEZ VILLARREAL,Coordinador Técnico, Red del Agua UNAM.

M. EN C. JORGE ALBERTO ARRIAGA MEDINA,Coordinador Ejecutivo, Red del Agua UNAM.

Todas las opiniones vertidas en los trabajos aquí publicados son de responsabilidad exclusiva de los autores y no necesariamente reflejan ni comprometen las opiniones del Comité Editorial de Impluvium o, por extensión, de las instituciones participantes en la edición de este número especial. Se autoriza la reproducción total o parcial de los textos aquí publicados, siempre y cuando se cite la fuente completa y la dirección electrónica de la publicación.

Impluvium es una publicación de la Red del Agua UNAM; puede ser reproducida con fines no lucrativos, siempre y

cuando no se mutile, se cite la fuente completa y su dirección electrónica. Los artículos compartidos son responsabilidad

exclusiva de los autores y no reflejan necesariamente la opinión de la Red del Agua UNAM o de sus miembros.

Comité editorial: Dr. Fernando J. González Villarreal

Coordinador Técnico Red del Agua UNAM

M. en C. Jorge Alberto Arriaga Medina Coordinador Ejecutivo de la Red del Agua UNAM

Mtra. Ana Gabriela Piedra Miranda Encargada de comunicación organizacional

Red del Agua UNAM

Mtra.Malinali Domínguez Mares Coordinadora de Asesores de la

Dirección General del IMTA

Editores invitados: Mtro. Marco Antonio Sánchez Izquierdo

Encargado de la Coordinación de Comunicación, Participación e Información del IMTA

Diseño gráfico y formación: Lic. Joel Santamaría García

Lic. Marie Claire Mendoza Muciño

Publicación digital de la Red del Agua UNAM. Edición Especial, Diáspora Hídrica.

Octubre 2020.

www.agua.unam.mx/impluvium.html

Impluvium es la publicación digital de divulgación de la Red del Agua UNAM, Año 6, Edición Especial, Octubre 2020. Es una publicación trimestral editada por la Universidad Nacional Autónoma de México, Ciudad Universi-taria, Delegación Coyoacán, C.P. 04510, Ciudad de México, a través de la Red del Agua de la UNAM, Circuito Escolar, Ciudad Universitaria, Instituto de Inge-niería, edificio 5, Col. Copilco, Del. Coyoacán, C.P. 04510, Ciudad de México, Tel. (55)56233600 ext.8745, http://www.agua.unam.mx/impluvium.html, [email protected]. Editor responsable: Dr. Fernando J. González Villarreal. Reserva de Derechos al uso Exclusivo: en trámite., ISSN: en trámite, ambos otorgados por el Instituto Nacional del Derecho de Autor. Responsa-ble de la última actualización de este número, Red del Agua UNAM, Dr. Fer-nando J. González Villarreal, Circuito Escolar, Ciudad Universitaria, Instituto de Ingeniería, edificio 5, Col. Copilco, Del. Coyoacán, C.P. 04510, Ciudad de México fecha de la última modificación, octubre 2020.

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CONTENIDO

Tratamiento de lodos secundarios de una planta de tratamiento de aguas residuales usando celdas de combustible microbianas con biocátodos . . . . . . . . . . 20Danilo Gamboa Santana, Petia Mijaylova Nacheva, Edson B. Estrada Arriaga, Jennifer A. Bañuelos Diaz.

Remoción de contaminantes emergentes en un reactor con biomasa inmovilizada y membrana integrada en su zona superior . . . . . . . . . . . . . . . . 28Gutierrez-Macias Tania, Mijaylova Nacheva Petia.

Variación altitudinal de la interceptación de lluvia y niebla en un bosque del centro de Veracruz, México . . . . . . . . . . . 34Teresa Margarita González-Martínez, Friso Holwerda.

CIENCIAS FÍSICO-MATEMÁTICAS Y DE LAS INGENIERÍAS

Evaluación de los factores que intervienen en la oxidación electroquímica del ácido mefenámico, fluoxetina y metoprolol . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12Itari Gabriela Rodríguez Santos, Petia Mijaylova Nacheva.

Bienvenida . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .2Adrián Pedrozo Acuña

Presentación . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .5Fernando J. González Villarreal, Jorge Alberto Arriaga Medina.


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Boletines meteorológicos sintéticos para municipios de México . . . . . . . . . . .40Roberto Ramírez Villa, Julio Sergio Santana Sepúlveda, René Lobato Sánchez, Oscar Pita Díaz.

Remoción de nitrógeno amoniacal mediante oxidación electroquímica . . . . . 48Jose Luis Esquivel Matu, Petia Mijaylova Nacheva, Pérez Castrejón Sara.

Peligro de inundación costera por eventos de tormenta . Caso de estudio: Bahía de Todos Santos, BC ., México . . . . . . . 57Violeta Zetzangari Fernádez Díaz.

Calentamiento de agua para uso sanitario utilizando una planta de concentradores cilindro-parabólico . . . . . . . . . . . . . . . 65Yuridiana Rocio Galindo Luna, Roberto Best y Brown, Victor Hugo Gómez, Jorge Díaz Salgado, Rosenberg J. Romero.

Destilación por membrana para concentrar soluciones salinas utilizadas en sistemas de enfriamiento por absorción . . . . . . . . . . . . . . . . . . 73Jonathan Ibarra Bahena, Ulises Dehesa Carrasco, Eduardo Venegas Reyes, Wilfrido Rivera Gómez Franco.

CIENCIAS BIOLÓGICAS Y DE LA SALUD

De las cuencas a los paisajes . Estimación del impacto potencial de la contaminación difusa por métodos simplificados en el área de protección de flora y fauna, Pico de Tancítaro, Michoacán, México . . . . . . . . . . . . . . . . 81Alberto Ortiz Rivera.

Exposición a fluoruro y arsénico en agua: Función cognitiva en estudiantes de primaria de comunidades marginadas de México . . . . . . . . . . . . . . 88Francisco Antonio Ramírez Rojas.


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CIENCIAS SOCIALES

Aproximaciones para caracterizar el ciclo hidrosocial del agua urbana desde la Economía Ecológica . . . . . . . . . . 95Griselda Martínez Romero, Salvador Peniche Camps.

La cervecera transnacional Constellation Brands y la política pública creada desde el poder estatal para instalarla en Mexicali . . . . . . . . . . 102Milthon Minor Montes.

Enfoque transdisciplinar para entender la vulnerabilidad sociohídrica en la Ciudad de México . . . . . . . . . . . . . . . .112María Guadalupe Díaz Santos.

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EVALUACIÓN DE LOS FACTORES QUE INTERVIENEN EN LA OXIDACIÓN ELECTROQUÍMICA DEL ÁCIDO MEFENÁMICO, FLUOXETINA Y METOPROLOL

la oxidación del ácido mefenámico. Para la fluoxe-tina y el metoprolol, todos los factores principales resultaron significativos, excepto el pH. Las mejores condiciones de operación para la oxidación simul-tánea de los compuestos fueron: 122 minutos de reacción, 2 A, pH 4.5, inyección de oxígeno de 5 L/min, NaCl como electrolito y Nb/DDB como ánodo, condiciones en las cuales se obtuvieron remociones del 99.99% para el ácido mefenámico y metoprolol y del 100% para la fluoxetina.

ITARI GABRIELA RODRÍGUEZ SANTOSUNAM, Programa de Maestría y Doctorado en Ingeniería Campus IMTA.PETIA MIJAYLOVA NACHEVAInstituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA), Coordinación de Tratamiento y Calidad del Agua.

ResumenSe estudió la remoción de los compuestos farma-céuticos ácido mefenámico, fluoxetina y metoprolol presentes en agua mediante un proceso de oxida-ción electroquímica aplicando diferentes condicio-nes de operación. Se evaluaron los efectos de seis variables mediante un diseño factorial fraccionado y las mejores condiciones de operación se determina-ron por un diseño central compuesto. Las concen-traciones de los fármacos se determinaron mediante CG-MS/MS. Los resultados fueron analizados uti-lizando un software estadístico. Todos los paráme-tros resultaron estadísticamente significativos para


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IntroducciónLos compuestos emergentes (CE) son contaminan-tes de diverso origen y composición química utiliza-dos en la vida diaria, cuya presencia en el ambiente ha sido poco estudiada (Barceló y López, 2007, p. 2). Dependiendo de sus características fisicoquí-micas, pueden provocar alteraciones endocrinas, toxicidad en organismos acuáticos, actuar como precursores de cáncer, presentar bioacumulación, persistencia en el entorno y transportarse a grandes distancias. Algunas fuentes de CE en el ambiente son las aguas residuales domésticas e industriales, efluentes hospitalarios y actividades agroindustriales y ganaderas.

Los CE no se degradan completamente mediante tratamientos convencionales de aguas residuales. Por ello, en los últimos años se ha incursionado en la investigación y utilización de Procesos de Oxidación Avanzada (POA), los cuales tienen como finalidad oxidar los contaminantes y transformarlos en moléculas más simples, relativamente inofensivas y más susceptibles a su biodegradación. El radical hidroxilo es la especie

oxidante más efectiva en los POA debido a que es capaz de producir cambios profundos en la estructura química de los compuestos y, a diferencia del flúor, sus productos de oxidación son menos tóxicos (Ray et al, 2016, p. 464). Bajo este contexto, esta investigación tuvo como finalidad evaluar la remoción de tres compuestos farmacéuticos mediante el proceso de oxidación electroquímica aplicando diferentes condiciones de operación.

DesarrolloEl sistema experimental estuvo conformado por un reactor de acrílico de 2 L, una fuente de poder Sorensen modelo DLM 40-15, una bomba peris-táltica recirculando el agua para asegurar condicio-nes de mezcla completa y un generador de oxígeno con una pureza >90%. Como ánodos se utilizaron un electrodo no activo a base de diamante dopado con boro sobre niobio (Nb/DDB) y uno dimensio-nalmente estable de dióxido de estaño sobre tita-nio (Ti/SnO2). Como cátodo se usó una malla de acero inoxidable. Los ánodos tenían un área activa de 100 cm2 y el cátodo de 93 cm2. Como electrolito


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soporte se utilizaron cloruro de sodio (NaCl) y sul-fato de sodio (Na2SO4).

Durante la primera etapa experimental se aplicó un diseño factorial fraccionado (DFF 26-1) para evaluar seis factores que se variaron en dos niveles (Véase Tabla 1) y de sus interacciones. Esta etapa se realizó con una mezcla de los compuestos farmacéuticos ácido mefenámico (AM), fluoxetina (FLX) y metoprolol (MTP) disueltos en agua en concentraciones de 2 mg/L de cada uno. Posteriormente, se realizó la determinación de las mejores condiciones de operación mediante un diseño central compuesto (DCC 25), utilizando Nb/DDB como ánodo y NaCl como electrolito y considerando como variables el tiempo de reacción, intensidad de corriente, pH e inyección de oxígeno. En esta etapa experimental se utilizaron concentraciones de 0.5 mg/L de los tres compuestos. Los parámetros de respuesta en todos los casos fueron las concentraciones de los compuestos farmacéuticos que se determinaron mediante CG-MS/MS y sus remociones. Los

resultados fueron analizados utilizando el software Statgraphics Centurion.

Tabla 1. Variables estudiadas en el DFF.

ResultadosEn la degradación del AM todas las variables resul-taron estadísticamente significativas. El tipo de elec-trodo fue la variable más significativa y los mejores resultados se obtuvieron con el electrodo Nb/DDB, lográndose con éste remociones arriba del 99.97%. Por su efecto, siguió la variable inyección de oxí-geno, lo cual se atribuye a los OH- electrogenerados que, a su vez, forman una variedad de otros oxidan-tes en la superficie del ánodo (O2, O3, H2O2). La tercera variable más significativa fue el pH, lo cual


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está relacionado con una alta capacidad de disociación de la molécula, ya que el pKa del AM es de 4.12-5.12. Las interaccio-nes se presentan en la Figura 1. Las que presentaron mayor sig-nificancia fueron: la inyección de oxígeno – electrodo, elec-trodo – electrolito y pH – elec-trodo. Esto puede ser explicado por el efecto sinérgico entre los radicales hidroxilos adsorbidos en el electrodo de DDB y el cloro activo electrogenerado a partir del NaCl. La concentra-ción máxima alcanzada del AM fue de 1.60 µg/L (remoción del 99.92%) y la mínima de 0.01 µg/L (remoción del 100.00%).

Figura 1. Diagrama de Pareto estandarizado para el ácido mefenámico.

La variable más significativa en el proceso de electrooxidación de la FLX fue la intensidad de corriente en su nivel alto (5

A). Al comparar los resultados obtenidos con los resultados de otras investigaciones similares (Wang et al, 2018, p. 668; Klančar et al, 2016, p.193; Salazar et al, 2017, p.31), se aprecia que con el uso de NaCl como electrolito soporte disminuye la densidad de corriente requerida y el tiempo de electrólisis, lo cual se debe al cloro activo electrogenerado. Lo anterior es importante, ya que la eficiencia de mineralización no es proporcional a la corriente aplicada debido a la ocurrencia de reacciones parásitas de evolución de oxígeno que minimizan la capacidad de oxidación y conducen al desperdicio de energía. El material del


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electrodo fue otro de los factores estadísticamente significativos, siendo el Nb/DDB el mejor ánodo. El pH fue la única variable que no resultó significativa, lo cual se explica con el alto pKa de la FLX (10.06±0.10). Sin embargo, a un pH alto se favoreció su remoción, lo cual puede deberse a la alta concentración de •OH producida en la superficie del ánodo en presencia de abundantes OH−. Wang et al (2018, p. 668) han señalado que más del 50% de las moléculas de FLX se encuentran en forma neutra a un pH alcalino, lo que lleva a conjeturar que la menor carga en las moléculas en estas condiciones reduce la repulsión eléctrica

intramolecular y aumenta el coeficiente de transferencia de masa.

El efecto de las interacciones entre las variables se presenta en la Figura 2. Las principales interacciones fueron entre la inyección de oxígeno – electrodo e intensidad de corriente – electrodo. Lo anterior se atribuye a la producción de especies reactivas de oxígeno que dependen de la concentración de oxígeno presente y de la cantidad de electrones que interactúan con él. La concentración máxima alcanzada de FLX fue de 1.43 µg/L (remoción del 99.93%) y la mínima de 0.01 µg/L (remoción del 100.00%).

Figura 2. Diagrama de Pareto estandarizado para la fluoxetina.

Para la oxidación del MTP, la variable más significativa fue el material del ánodo, siendo


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el Nb/DDB el mejor, seguido de la adición de oxígeno, la intensidad de corriente y el tiempo de electrólisis, todas en sus niveles altos. El pH inicial de la solución no presentó un efecto significativo, lo cual está relacionado al alto pKa del MTP (9.7). Las principales interacciones fueron entre la inyección de oxígeno – electrodo y electrodo – electrolito (Véase Figura 3). La concentración máxima alcanzada de MTP fue de 1.72 µg/L (remoción del 99.91%) y la mínima de 0.00 µg/L (remoción del 100.00%).

Figura 3. Diagrama de Pareto estandarizado para el metoprolol.

La realización de los 32 experimentos del diseño experimental DCC 25, integrados por 16 corridas factoriales, 8 axiales y 8 centrales, indicó que las cuatro

variables son estadísticamente significativas para los tres compuestos en estudio. Las mejores condiciones de operación obtenidas para la oxidación simultánea de los compuestos fueron: 122 minutos de reacción, 2 A, pH de 4.5, inyección de oxígeno de 5 L/min, NaCl como electrolito soporte y Nb/DDB como ánodo, condiciones en las cuales se obtuvieron remociones del 99.99% para el AM y MTP y del 100% para la FLX.


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ConclusionesLa oxidación electroquímica con electrodos de alto potencial de oxidación permite lograr remociones del 99.99% para el AM y MTP y del 100% para la FLX, aplicando las mejores condiciones de ope-ración, que fueron: 122 minutos de reacción, 2 A, pH de 4.5, 5 L/min de oxígeno, Nb/DDB como ánodo y NaCl como electrolito. Para la oxidación del AM, el tipo de electrodo, la adición de oxígeno, y el pH fueron las variables principales significativas y las interacciones entre la inyección de oxígeno – electrodo y electrodo – electrolito. En la oxidación de la FLX, el pH fue la única variable principal que no resultó significativa. Las interacciones significati-vas fueron entre la inyección de oxígeno – electrodo e intensidad de corriente – electrodo. Para la oxi-dación del MTP, la variable más significativa fue el material del electrodo, seguido de la adición de oxí-geno y las interacciones entre la inyección de oxí-geno – electrodo y electrodo – electrolito.

BibliografíaBarceló Damiá, L., y López de Alda, J. (2007). Contaminación y

calidad química del agua: el problema de los contaminantes emergentes. Barcelona: Instituto de Investigaciones Quími-cas y Ambientales CSIC.

Klančar, A., Trontelj, J., Kristl, A., Meglic, A., Rozina, T., Zupancic Jus-tin, M., y Roskar, R. (2016). An advanced oxidation process for wastewater treatment to reducethe reduce the ecological burden from pharmacotherapy and the agricultural use of pesticides. Ecological Engineering, p. 186-195.

Ray, M. B., Chen, J. P., Wang, K. L., y Olavi Pehkonen, S. (2006). Advanced Oxidation Processes. En L. K. Wang, Y.-T. Hung, & N. K. Shammas, Advanced Physicochemical Treatment Pro-cesses (p. 463-479). Estados Unidos de América: Humana Press.

Salazar, C., Ridruejo, C., Brillas, E., Yáñez, J., Mansilla, H. D., y Sirés, I. (2016). Abatement of the fluorinated antidepressant fluoxe-tine (Prozac) and its reaction by-products by electrochem-ical advanced methods. Applied Catalysis B: Environmental, 1-39.


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Wang, C., Niu, J., Yin, L., Huang, J., y Hou, L.-A. (2018). Electrochem-ical degradation of fluoxetine on nanotube array inter-calated anode with enhanced electronic transport and hydroxyl radical production. Chemical Engineering Journal, 662-671.

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TRATAMIENTO DE LODOS SECUNDARIOS DE UNA PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES USANDO CELDAS DE COMBUSTIBLE MICROBIANAS CON BIOCÁTODOS

energía eléctrica en diferentes condiciones de opera-ción y aplicando dos tipos de cámaras catódicas. Los resultados indicaron que se pueden lograr remocio-nes de materia orgánica medida como DQOt hasta 87% y densidades de potencia de hasta 0.92 W∙m-3, demostrando que las CCMb son una alternativa fia-ble para generar energía eléctrica durante el proceso de estabilización de los lodos secundarios.

INTRODUCCIÓNEl tratamiento de las aguas residuales incluye al menos dos fases: la remoción de material grueso,

DANILO GAMBOA SANTANA, PETIA MIJAYLOVA NACHEVA, EDSON B. ESTRADA ARRIAGA, JENNIFER A. BAÑUELOS DIAZ.Instituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA), Coordinación de Tratamiento y Calidad del Agua.

RESÚMENLa necesidad de encontrar una alternativa sosteni-ble para el tratamiento de los lodos generados en las plantas de tratamiento de aguas residuales, que permita estabilizarlos biológicamente y simultánea-mente generar energía de manera directa, sin pasar por la producción de biogás, ha traído a la luz la opción de aplicar celdas de combustible microbiana con biocátodos (CCMb). En el presente estudio se evaluó el desempeño de las CCMb para el tra-tamiento de lodos secundarios como sustrato anó-dico, analizando la remoción de materia orgánica, destrucción de sólidos volátiles y la generación de


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arena y sólidos suspendidos; y la remoción de mate-ria orgánica mediante procesos biológicos seguido por una desinfección. El proceso biológico más ampliamente utilizado en México es el de lodos acti-vados (CONAGUA, 2017), que en su modalidad convencional tiene la desventaja de generar grandes cantidades de lodos secundarios con alto contenido de materia orgánica, tornando su tratamiento difícil y costoso. Lo anterior representa hasta 60 % de los costos totales de operación de una planta de trata-miento de aguas residuales (PTAR) (Yu et al., 2018, p. 495).

Por otro lado, para que los distintos equipos de una PTAR puedan funcionar se requiere de energía eléctrica. Se sabe que el consumo de esta energía en los sistemas de lodos activados convencional está en el rango de 0.10-1.18 kWh∙m-3 (Metcalf & Eddy, 2014, p.1812). Parte de esta energía se puede obtener de la materia orgánica que contienen los lodos residuales y el método más ampliamente usado es la degradación anaerobia de los lodos para la obtención de biogás y su conversión en energía eléctrica.

Desarrollar tecnologías alternativas que simultáneamente degradan los contaminantes orgánicos y generen energía de manera directa, como las celdas de combustible microbianas, ha sido uno de los principales ejes de investigación en los últimos años (Slate et al., 2019, p. 60). Dicha tecnología pertenece al campo de estudio de los sistemas bio-electroquímicos y se enfoca a la conversión de la energía almacenada en los enlaces químicos de los compuestos orgánicos en energía eléctrica mediante reacciones catalizadas por microorganismos electrogénicos desarrollados sobre los ánodos en condiciones anaerobias (Du et al., 2007, p. 464). Una modalidad específica de esta tecnología son las celdas de combustible microbiana con biocátodos (CCMb). En esta se utilizan microorganismos como biocatalizadores de las reacciones de reducción en las zonas catódicas, evitando el uso de catalizadores químicos costosos y muchas veces tóxicos. Sin embargo, los trabajos relacionados con el uso de lodos secundarios como sustratos de CCMb son aún muy escasos, por lo cual el objetivo de este estudio fue evaluar el


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desempeño de CCMb para el tratamiento de lodos secundarios como sustrato anódico, analizando la remoción de materia orgánica, la destrucción de sólidos volátiles y la generación de energía eléctrica a diferentes condiciones de operación y aplicando dos tipos de cámara catódica, aerobia y anaerobia.

DESARROLLOSe elaboraron 8 CCMb de acrílico con forma cilín-drica, 12 cm de diámetro y 13 cm de altura, cada una dividida en dos compartimentos mediante una membrana de intercambio protónico Nafión® con un área transversal de 156 cm2. Como electrodos se utilizaron cepillos de fibra de carbono Millrose® con alambre de titanio enroscado, con 5.1 cm de diámetro y 7.6 cm de largo, teniendo un área super-ficial proyectada de 1.46 m2. El pretratamiento de los electrodos y de la MIP están disponibles en Feng et al. (2010, p.1841) y en Huarachi et al. (2018, p. 34). Las condiciones de operación fueron determi-nadas por el pH y la concentración inicial de SSV de los lodos secundarios usados como sustrato den-tro del compartimiento anódico. Estos parámetros

se variaron en dos niveles, 5 y 6 para el pH, 8 y 15 g∙L-1 para los sólidos suspendidos volátiles (SSV). Adicionalmente se estudió el efecto de dos tipos de zona catódica, anaerobia (Z.C.An) y aerobia (Z.C.Ae). Todos los experimentos se realizaron por duplicado. La operación de los CCM fue intermi-tente, con varios ciclos de operación y cada ciclo de operación terminó cuando el voltaje que produjo la CCM alcanzó valores por debajo de 0.050 V. El seguimiento del proceso se realizó determinando la remoción de materia orgánica, mediante el paráme-tro demanda química de oxígeno total (DQOt) y la destrucción de SSV. También se midió el voltaje de las CCMb, para lo cual estas se conectaron a una resistencia de 100 Ohms y mediante una computa-dora conectada a un sistema de adquisición de datos, con una tarjeta Arduino® se registraron los voltajes de cada CCMb. La corriente se calculó mediante la ley de Ohm y con ella se calculó la potencia eléc-trica con la fórmula P=VI. La densidad de corriente máxima (DCvolmax) y la densidad de potencia máxima (DPvolmax) se normalizaron tomando en cuenta el volumen de trabajo del anolito. Para la


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determinación de la DQOt y del contenido de SSV se utilizaron técni-cas analíticas acorde a los métodos estándar (Baird et al., 2017).

Los lodos utilizados como sustrato de las cámaras anódicas provi-nieron de los sedimentadores secundarios de una PTAR ubicada en la delegación de Iztapalapa de la Ciudad de México, que tiene un sistema

de tratamiento biológico con-vencional de lodos activados. Los lodos se almacenaron a 4°C hasta su uso y durante el mismo se mantuvieron en agitación mediante recirculación con un flujo de 500 ml∙min-1. El medio catódico consistió en una com-binación de extracto de levadura como sustrato, macronutrientes y micronutrientes (Zhang et al., 2012, p. 43). Para las CCMb con Z.C.Ae, se burbujeó aire a las cámaras catódicas con la ayuda de un compresor y difu-sores de piedra porosa. A las CCMb con Z.C.An se les aña-dió una concentración de 733 mg·L-1 de nitrito de sodio (Zhao et al., 2016, p. 1). El volumen del catolito y anolito fueron de 680 mL cada uno.

Figura 1. Remoción de materia orgánica y destrucción de sólidos suspendidos volátiles


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RESULTADOSEn cuanto a la remoción de materia orgánica, para todas las variables del proceso y los tipos de zona catódica se lograron remociones de DQOt y de SSV superiores a 77%, alcanzando remociones de DQOt hasta 87.4% y destrucciones de los SSV hasta 92.8% (Véase Figura 1). Los análisis estadísticos de los resultados indicaron que no hay una diferencia esta-dísticamente significativa entre las remociones de DQOt obtenidas en las

diferentes condiciones de ope-ración y con los diferentes tipos de zona catódica (aerobia o anae-robia). Se aplicó el criterio de determinación de p con varianzas iguales y un α= 5% para los tra-tamientos al ser comparadas con respecto a cada factor. En cuanto a la remoción de SSV el análisis indicó que sí existe una diferen-cia estadísticamente significativa entre los resultados obtenidos con concentraciones iniciales de SSV en la zona anódica de 8 y 15 g SSV ∙L-1. No se observó un efecto estadísticamente signi-ficativo del pH, ni del tipo de la zona catódica.

En cuanto a la generación eléctrica en las CCMb, voltajes máximos de 0.33 ± 0.10 V se alcanzan cuando se utiliza una concentración de

Figura 2. Generación de voltaje


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15 g SSV∙L-1 y un pH de 6 con una Z.C.Ae, alcanzando DCvolmax y DPvolmax de 3.77±0.2 A∙m-3 y 0.92±0.04 W∙m-3 respectivamente. Para todos los demás casos el voltaje máximo alcanzado estuvo entre

0.14±0.01 y 0.24±0.03 V donde se alcanzaron DCvolmax entre 2.08±0.08 y 3.43±0.26 A∙m-3; y DPvolmax entre 0.3±0.03 y 0.91±0.03 W∙m-3 respectivamente (Véase Figura 2 y Figura 3). Estadísticamente existe una diferencia significativa entre las densidades de corriente y de potencia obtenidas en los tratamientos, obteniéndose valores más altos cuando se utilizan Z.C.Ae a cualquier valor de pH y contenido inicial de SSV en la cámara anódica.

CONCLUSIONESLas celdas de combustible microbianas con biocátodos permiten lograr la estabilización biológica de los lodos secun-darios, obteniendo remociones de materia orgánica mayores de

Figura 3. Generación de energía eléctrica


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77%. Se determinó que, a mayor concentración inicial del sustrato orgánico, mayor es la generación eléctrica. Las CCMb con Z.C.Ae mostraron mejo-res resultados de generación de energía eléctrica comparadas con las CCMb con Z.C.An.

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REMOCIÓN DE CONTAMINANTES EMERGENTES EN UN REACTOR CON BIOMASA INMOVILIZADA Y MEMBRANA INTEGRADA EN SU ZONA SUPERIOR.

ácido mefenámico) utilizando un reactor de biomasa inmovilizada y una membrana sumergida en la zona superior. El reactor operó durante tres fases experi-mentales, cada una con diferentes cargas orgánicas (0.7-2 kgDQO/m3d). Se observó como resultado que en la zona empacada se llevó a cabo la mayor remoción, superiores al 95% para los tres fármacos contaminantes utilizando la menor carga orgánica.

INTRODUCCIÓNEn los últimos años se ha observado la presencia de nuevos contaminantes en las aguas residuales denomi-

GUTIERREZ-MACIAS TANIACatedrático CONACYT- IMTAMIJAYLOVA NACHEVA PETIAInstituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA)

RESUMENActualmente está demostrada la presencia de conta-minantes emergentes en las aguas residuales, se ha reportado que pueden causar efectos tóxicos en espe-cies presentes en los cuerpos receptores. Aunado a esto, se ha observado que las plantas de tratamiento convencionales no están diseñadas para remover y/o eliminar estos compuestos. Es por ello que en las últimas décadas ha surgido el uso de nuevas tecno-logías para eliminar o reducir la presencia de estos contaminantes. El objetivo del presente trabajo es evaluar la remoción de tres contaminantes pre-sentes en aguas residuales (fluoxetina, metoprolol y


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nados emergentes (CE), cuya principal característica es la baja concentración a las cuales son detectados, ya sea en ng/L o µg/L, además de causar daños a las especies de flora y fauna presentes en los cuerpos de agua (D’Alessio et al., 2018; Gu et al., 2018; Peng et al., 2019). Los CE se clasifican en grupos como pro-ductos de higiene personal, plaguicidas, hormonas, fármacos, retardantes de llama entre otros. Actual-mente las plantas de tratamiento de aguas residuales convencionales no están diseñadas para degradar y/o eliminar estos CE (Joss et al., 2004; Miao et al., 2004; Paxeus, 2004; Clara et al., 2005; Poseidon, 2005; Ste-vens-Garmon et al., 2011; Falas et al., 2012; Grenni et al., 2013; Gutierrez-Macias y Mijaylova., 2015), es por ello que en las últimas décadas se han estudiado sistemas alternos conocidos como nuevas tecnologías. Dentro de este rubro se encuentran los biorreactores de membrana (BRM) y los reactores empacados con materiales de soporte para el desarrollo de biomasa, estos sistemas han reportado altas remociones de CE en comparación a los sistemas de tratamiento conven-cionales, brindando beneficios como una baja genera-ción de lodos y un efluente de calidad. El objetivo de

esta investigación es evaluar la remoción de tres con-taminantes emergentes fluoxetina (FLX), metoprolol (MTP) y ácido mefenámico (AC.MFN) en un reactor con biomasa inmovilizada y membrana integrada en su zona superior utilizando agua residual municipal.

DESARROLLO El sistema experimental fue constituido por un reactor de acrílico transparente de flujo ascendente a escala piloto con un volumen total de 10 L, dis-tribuyendose en dos partes: Zona empacada (Z.E) y Zona Central o de membrana (Z.C). En la Z.E del reactor se colocaron 4 difusores de aire de pie-dra porosa, con el objetivo de mantener un oxígeno disuelto mayor a 2 mg/L. El reactor fue empacado con 1,152 cubos de poliuretano con un área espe-cífica del lecho de 700 m2/m3. Posterior a los cubos (Z.C) se colocó una membrana de ultrafiltración de polisulfona y fibra hueca con un tamaño de poro de 300 kDa (Véase Figura 1), la cual operó con ciclos de succión y retrolavado de manera automatizada, una concentración de sólidos suspendidos totales en el licor mezclado (SSTLM) de 1,000-2,000 mg/L


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y un pH neutro. Durante toda la experimentación se utilizó agua residual real de una planta de trata-miento, la cual fue fortificada con los fármacos en estudio en una concentración de 5 µg/L.

El reactor operó por un periodo de 140 días, dividido en tres fases experimentales cada una con diferentes cargas orgánicas (0.7- 2 kgDQO/m3d), tiempo de retención hidráulico (TRH) y tiempo de retención de sólidos. Durante el monitoreo del reac-tor se analizaron parámetros de campo (pH, tem-peratura, conductividad, sólidos disueltos totales) y fisicoquímicos como demanda química de oxígeno (DQO), nitrógeno amoniacal (N-NH3), sólidos sus-pendidos totales (SST), sólidos suspendidos volátiles (SSV) y los fármacos en estudio mediante cromato-grafía de gases. Las muestras analizadas fueron toma-das en el influente, licor mezclado y permeado.

Figura 1. Esquema del sistema experimental

Como resultado se observó que la mayor remo-ción de los CE fue utilizando la carga orgánica de 0.7 kgDQO/m3d, de manera global las remocio-nes para los tres fármacos fueron mayor al 95% (Véase Figura 2). Sin embargo, se observó que la mayor remoción se llevó a cabo en la zona empa-

cada en el siguiente orden MTP (99.7±0.3%), FLX (99.3±1.2) y AC.MFN (95.6 ±1.2), lo anterior se


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puede atribuir al diferente con-sorcio de microorganismos pre-sentes en el área de empaque, el cual favorece a su degrada-ción. La remoción en la Z.C fue menor al 2 % para todos los casos. En la Figura 3 se presenta la tabla de los resultados prome-dio obtenidos por zona, fase y carga orgánica durante toda la experimentación del sistema.

Figura 2. Remoción de FLX, MTP y AC.MFN en las diferentes zonas del reactor.

Figura 3. Tabla de resultados promedio de la remoción de los fármacos en estudio Con respecto a las concen-

traciones DQO se observó que durante toda la operación del sistema oscilaron en un rango de 350 a 530 mg/L en el influente, de 50 a 200 mg/L en el licor mezclado y menores a 50 mg/L en el permeado, así como remo-ciones del 93, 92 y 96% para la fase 1, 2 y 3 respectivamente.

Algunos autores como Sui et al., (2010) mencionan que los

altos TRS (mayor a 30 d) contribuyen a incrementar la remoción de los fármacos, por lo que para este estudio en la fase 3 se ve reflejado al obtener las mayores remociones con el mayor TRS aplicado (42 d). Las remociones que se obtuvieron en el presente estudio fueron mayores


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a los reportados por autores como Kovalova et al., (2012) donde sus remociones fueron del 55 % uti-lizando un BRM con membranas de ultrafiltración sumergidas y zona anóxica y aerobia en el reactor.

CONCLUSIONES Con el uso de nuevas tecnologías para la remo-ción de CE, como el uso de sistemas empacados y de membrana sumergida en conjunto, se pueden presentar altas eficiencias de remoción mayores al 95% para fármacos como el metoprolol, fluoxe-tina y ácido mefenámico. Además, que las concen-traciones de DQO en el efluente pueden llegar a ser menores de 50 mg/L. Con el empleo de zonas empacadas previo al uso de membranas se favorece a la zona debido a que se promueve una baja con-centración de sólidos en el licor mezclado, permi-tiendo un menor ensuciamiento de la membrana, lo cual mejora su ciclo de vida, además de fomentar los altos TRS.

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VARIACIÓN ALTITUDINAL DE LA INTERCEPTACIÓN DE LLUVIA Y NIEBLA EN UN BOSQUE DEL CENTRO DE VERACRUZ, MÉXICO

montaña, lo cual les permite generar distintos servi-cios ecosistémicos como la provisión de agua dulce, el mantenimiento del flujo de los ríos y el control de inundaciones aguas abajo. Uno de los ecosiste-mas con mayor relevancia en términos hidrológicos es el bosque mesófilo de montaña o bosque de nie-bla, ya que además de recibir grandes cantidades de lluvia, suele presentar frecuentes eventos de niebla que adiciona agua a su ciclo hidrológico y reducen la evapotranspiración (Bruijnzeel et al., 2011).

Para estimar las entradas de agua al bosque es necesario estudiar dos procesos ecohidrológi-

TERESA MARGARITA GONZÁLEZ-MARTÍNEZPosgrado en Ciencias Forestales-COLPOSFRISO HOLWERDACentro de Ciencias de la Atmósfera-UNAM

RESUMEN Dos procesos ecohidrológicos de gran importancia para los bosques de niebla son la interceptación de lluvia (Ip) y la interceptación de niebla (If), ya que determinan las entradas de agua en el balance hidro-lógico. En el presente trabajo se analizó la variación y los factores que determinan dichos procesos, en el límite inferior y superior de distribución del bosque de niebla del centro de Veracruz, México.

IntroducciónLos bosques tienen un papel muy relevante en la regulación del ciclo hidrológico de las cuencas de


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cos que implican, respectivamente, una pérdida y una ganancia en el balance hídrico: la intercepta-ción de niebla (If) y la interceptación de lluvia (Ip) (Holwerda et al., 2010).

La If es el proceso por el cual la niebla es captada por la vegetación, e incorporada al ciclo hidrológico por goteo (precipitación de niebla). Esta entrada de agua puede ser considerable, e incluso superar a la lluvia durante ciertos periodos del año (Bruijnzeel et al., 2011). La Ip es el proceso de almacenamiento temporal del agua de lluvia sobre las superficies y su posterior retorno hacia la atmósfera por evapo-ración. Este proceso reduce la cantidad de agua que alcanza el suelo (lluvia neta) y que estará disponible para los otros procesos de la fase terrestre del ciclo hidrológico (Carlyle-Moses y Gash, 2011).

Uno de los bosques de niebla donde se han estu-diado a detalle la Ip y la If se ubica en el centro de Veracruz, México (Holwerda et al., 2010; González-Martínez y Holwerda, 2018). Su zona de distribu-ción abarca una franja que va de 1200 a 2550 m snm, la cual presenta condiciones ambientales que cambian con respecto a la altitud.

En los siguientes capítulos se describe la varia-ción y los factores que influyen los procesos de If e Ip en dos sitios de estudio, ubicados en los lími-tes inferior y superior de distribución del bosque de niebla del centro de Veracruz: la reserva natu-ral Santuario del Bosque de Niebla (1300 m snm, en lo sucesivo denominada como “Santuario”) y la reserva “la Cortadura” (2170 m snm). Dado que la información presentada corresponde a estudios realizados en diferentes momentos y con una serie temporal de distinto tamaño, la comparación se realizó en términos relativos (% de P), tomando como referencia la lluvia acumulada en el periodo de monitoreo.

Variación altitudinal de la interceptación de niebla (If)La aportación de agua procedente de If depende, en gran medida, de las características de los eventos de niebla (frecuencia, duración y densidad), aunque otros factores como la velocidad del viento también son importantes (Bruijnzeel et al., 2011).


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En la zona centro de Veracruz, los eventos de niebla son más frecuentes durante la temporada seca del año (noviembre-abril) y comúnmente están asociados a los frentes fríos (Holwerda et al., 2010). Sin embargo, las características de la niebla cambian con la altitud.

En el Santuario los eventos de niebla tendieron a ser cortos (3.4 hrs en promedio) y poco densos (visibilidad media de 328 m), además, estuvieron asociados a velocidades de viento bajas. En la Cor-tadura la niebla fue más frecuente y densa (36% del tiempo con niebla en comparación con 2% del tiempo en el Santuario), y 16% de los eventos dura-ron 24 hrs o más (Alvarado-Barrientos et al., 2015). En consecuencia, en el Santuario no se detectaron evidencias de If durante la temporada seca, lo cual se interpreta como una nula aportación de agua al balance hídrico. En tanto que en Cortadura la If fue estimada en 8% de P durante la temporada seca.

No se cuenta con una serie histórica de medi-ciones de eventos de niebla, lo cual dificulta saber si la tendencia observada entre ambos sitios se debe únicamente a la variación altitudinal. No obstante,

estudios realizados en otros lugares del mundo sugieren que el cambio climático está conduciendo a un aumento de la altura a la cual se presenta la niebla y a una reducción de eventos de niebla (Hu y Riveros-Iregui, 2016).

Variación altitudinal en la interceptación de lluvia (Ip)La Ip puede variar ampliamente en los gradien-tes altitudinales de las montañas debido a distin-tos factores, entre los que se encuentran el tamaño e intensidad de los eventos de lluvia y la demanda evaporativa de la atmósfera (Carlyle-Moses y Gash, 2011). Otro factor muy importante es la capaci-dad de almacenamiento de agua en el dosel (Cm), la cual se define como la máxima cantidad de agua que es almacenada en las superficies de vegetación cuando la precipitación neta ha parado (Klaassen et al., 1998).

En el Santuario la Ip fue de 15% de P en prome-dio, mientras que en la Cortadura fue de 19% de P en promedio (únicamente para los días sin niebla). Debido a la baja evaporación relativa observada


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en ambos sitios (e.i. evaporación media del dosel húmedo/ intensidad media de la lluvia; ambos en mm h-1), fue posible determinar que las pérdidas de agua por Ip estuvieron dominadas por la evapo-ración posterior a los eventos de lluvia. Bajo este contexto, los factores que explicaron las diferencias altitudinales y estacionales en Ip fueron el tamaño de los eventos de lluvia y Cm.

Durante la temporada de lluvias la Ip en el San-tuario (9% de P) fue la mitad que en la Cortadura (18% de P). Sin embargo, el tamaño medio de los eventos de lluvia fue similar en ambos sitios (13 y 14 mm, respectivamente). Por lo tanto, la variación altitudinal de Ip durante la temporada de lluvias estuvo determinada principalmente por las dife-rencias en Cm, cuyo valor para esta temporada fue mucho menor en el Santuario (1.0 mm) que en la Cortadura (3.9 mm). En contraste, durante la tem-porada seca la Ip relativa fue similar en ambos sitios (22 y 20% de P en el Santuario y la Cortadura, res-pectivamente), a pesar de que Cm continuó siendo menor en el Santuario (1.0 mm contra 2.8 mm en la Cortadura). La explicación a esto residió en el

tamaño medio de los eventos de lluvia, cuyo valor en el Santuario fue de la mitad que en la Cortadura (4.3 mm y 8.3 mm, respectivamente); cuando exis-ten eventos pequeños de lluvia, una mayor propor-ción de agua se queda interceptada, ya que el dosel no se satura, aunque el valor de Cm sea pequeño.

Las características de la vegetación determinan Cm. En los bosques dominados por especies caduci-folias, como en este caso, el índice de área foliar es el único factor asociado a la vegetación que cambia considerablemente a lo largo del año. En la Corta-dura el índice de área foliar fue de 6.3 en promedio, mientras que en el Santuario varió entre 4.1 y 5.9 para las temporadas de secas y lluvias, respectiva-mente. Sin embargo, la diferencia observada en este parámetro no fue suficiente para explicar por sí sola la variación altitudinal en Cm.

La presencia de epífitas, muy comunes en los bosques de niebla, suele aumentar el valor de Cm gracias a su elevada capacidad para absorber agua. La carga de epífitas es más alta en sitios con pre-sencia frecuente de niebla, debido a que depen-den fuertemente de la humedad que obtienen por


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esta vía (Van Stan II y Pypker, 2015). De acuerdo a observaciones realizadas por los miembros del equipo de investigación, existe una mayor presen-cia de epífitas en la Cortadura que en el Santuario (observación personal Friso Holwerda).

Otro factor que afecta a Cm es la estructura y composición de la vegetación. Los bosques domi-nados por especies de cortezas rugosas y árboles de gran tamaño tienen mayor capacidad de almacena-miento (Levia y Germer, 2015). El DAP promedio de los árboles indica una mayor frecuencia de indi-viduos de grandes dimensiones en la Cortadura (29 cm ± 22 cm, en comparación con 18 cm ± 16 cm en el en el Santuario).

ConclusiónEl funcionamiento ecohidrológico de los bos-

ques de niebla está siendo comprometido por la alteración de los patrones climáticos naturales. De acuerdo a nuestros resultados, esta situación comienza a evidenciarse en las tasas de If a 1300 m snm, reflejando una menor ocurrencia y densidad de niebla a esta altitud.

En los sitios de estudio la Ip regula las entradas de agua liberando a la atmósfera entre 15 y 19% del agua que llueve. Los principales controles de la variación altitudinal y estacional del proceso de Ip fueron las diferencias en Cm y el tamaño promedio de los eventos de lluvia. Las diferencias en Cm pro-bablemente reflejan variaciones altitudinales en el índice de área foliar, la carga de epífitas, y la estruc-tura arbórea.

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BOLETINES METEOROLÓGICOS SINTÉTICOS PARA MUNICIPIOS DE MÉXICO

2020, se espera que se realice también una evaluación de los pronósticos contra observaciones con fines de corrección de sesgo y mejora de los pronósticos.

IntroducciónLa extensión del territorio mexicano implica un reto para el análisis operativo de eventos hidrometeoro-lógicos que, de acuerdo con el Centro Nacional de Prevención de Desastres, son los fenómeno que se encuentran principalmente asociados a pérdidas y desastres en el país en los últimos 15 años (Cena-pred, 2018, p.14). Los sistemas atmosféricos de los que se desprenden presentan: una amplia variedad;

ROBERTO RAMÍREZ VILLA, JULIO SERGIO SANTANA SEPÚLVEDA, RENÉ LOBATO SÁNCHEZ, OSCAR PITA DÍAZInstituto Mexicano de Tecnología del Agua, Morelos México

ResumenEl proyecto de boletines meteorológicos sintéticos a nivel local es una iniciativa del Instituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA) para contribuir a solventar la necesidad de reportes especializados del estado del tiempo para municipios del país, que pue-dan apoyar en procesos de planeación, prevención y atención de emergencias ante eventos severos.

Los boletines son generados diariamente de forma automática por un conjunto de programas de cómputo que emplean software e información de carácter libre y que, a través de un sitio web, publican sus resultados. Una vez finalizado este proyecto en


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alta complejidad de los procesos físicos implicados en su generación y evolución; y presencia de distin-tas escalas espaciales y temporales. Con el propósito de atender la necesidad de información estratégica útil sobre el clima y el estado del tiempo, institu-ciones de gobierno, académicas, centros de inves-tigación y el sector privado han implementado, de manera conjunta o independiente, observatorios, redes de monitoreo y equipos tecnológicos de aná-lisis, además de impulsar la formación de recursos humanos especializados.

Los pronósticos meteorológicos son infor-mes operativos que describen el posible estado del tiempo a corto plazo, generalmente a nivel nacio-nal o regional, sin embargo, actualmente existe una limitada disponibilidad de reportes especializados a nivel local para municipios de México. Una alter-nativa para abordar esta problemática la ofrece el uso de sistemas y recursos libres, como software de código abierto, datos satelitales, sistemas de infor-mación geográfica, observaciones, reanálisis cli-máticos, modelos numéricos de la atmósfera y del océano, entre otros. Éstos suelen ser generados por

instituciones de investigación y de gobierno y com-partidos con la comunidad científica para su apro-vechamiento.

En 2019, la Subcoordinación de Hidrometeo-rología del IMTA implementó un sistema operacio-nal para la generación de boletines meteorológicos a escala local, generados de forma automática (sin-tética) a partir de recursos libres y que pueden ser consultados en línea (http://galileo.imta.mx/). La segunda fase de este proyecto inició a principios de 2020 con la integración de un pronóstico por ensam-bles, el cual permite la incorporación de datos de probabilidad ante la ocurrencia de eventos, además de llevar a cabo una evaluación con fines de correc-ciones de sesgo y posible mejora del pronóstico.

Datos empleadosEl modelo Global Forecast System (GFS) del Cen-tro Nacional de Predicción Ambiental de Estados Unidos (NCEP), es un modelo acoplado, com-puesto por cuatro modelos separados -1) atmós-fera, 2) océano, 3) tierra / suelo; y 4) hielo marino-, que trabajan juntos para proporcionar las condi-

http://galileo.imta.mx/


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ciones atmosféricas en un instante dado (https://www.ncdc.noaa.gov/). No obstante, al considerar la atmósfera como un sistema caótico no lineal, los pequeños errores en las condiciones iniciales pue-den ocasionar diferencias significativas en los resul-tados de los modelos numéricos (Slingo y Palmer, 2011, p. 4751).

Una manera de abordar esta situación puede ser a través del uso de modelos por ensambles donde, en lugar de ejecutar simulaciones únicas, se utili-zan múltiples corridas (miembros del ensamble) empleando perturbaciones físicas para su procesa-miento. Esto permite obtener una estimación de la incertidumbre actual (Stensrud et al., 2000, pg. 2077-2078), así como la evolución más probable mediante el análisis de la dispersión en sus resulta-dos (Véase Figura 1).

El Short-Range Ensemble Forecast (SREF) es un sistema de ensamble del modelo Weather Research Forecast (WRF) que opera NCEP. Éste integra 24 miembros de ensamble y 2 de control, configurado para un dominio que cubre Norteamé-rica, con 4 ejecuciones diarias, resolución espacial

de 16 km y temporal de 3 horas, para un periodo total de simulación de 84 horas (https://www.nco.ncep.noaa.gov/pmb/products/sref/).

Por su parte, para el proceso de evaluación se utilizan datos provenientes de la red de estaciones meteorológicas del Servicio Meteorológico Nacio-nal, correspondiente a valores de temperatura máxima-mínima, precipitación y magnitud del viento en 24 horas, para el periodo de tiempo de

Figura 1.

https://www.ncdc.noaa.gov/

https://www.ncdc.noaa.gov/

https://www.nco.ncep.noaa.gov/pmb/products/sref/

https://www.nco.ncep.noaa.gov/pmb/products/sref/


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realización contemplado en este proyecto (marzo-octubre 2020).

DesarrolloEl desarrollo e implementación del sistema de gene-ración de boletines sintéticos se realizó mediante la utilización de un sistema operativo de código abierto (CentOS Linux 7), en el cual se pueden ins-talar paquetes informáticos, configurar procesos, y elaborar códigos de programación a través de fiche-ros de sistema que realizan instrucciones específicas complejas. Ello reduce la demanda de recursos del sistema y resulta favorable para equipos que no se consideran de alto rendimiento.

Otro recurso empleado fue el conjunto de paquetes informáticos libres (https://www.python.org/, http://cola.gmu.edu/grads/, https://www.r-project.org/) para procesamiento y lectura de datos meteorológicos globales y regionales, que provienen de fuentes gubernamentales, académicas y científi-cas. Éstos permiten elaborar los reportes a través de un sistema de composición de texto automatizado (https://www.latex-project.org/get/).

Los reportes se presentan en un esquema sim-ple, práctico y legible que contiene el pronóstico de hasta 96 horas. Los reportes contienen la siguiente información:

• Temperaturas máximas y mínimas, así como condiciones descriptivas del ambiente (frío, templado, cálido, etc.) en función de la clima-tología del lugar.

• Precipitación (intensidad, probabilidad de ocurrencia y periodo del día) utilizando como base la escala de clasificación de lluvias del Ser-vicio Meteorológico Nacional.

• Condiciones de cielo.• Ocurrencia de tormentas.• Velocidad de vientos y rachas (intensidad y

dirección).Además, se incluyen los siguientes elementos:

• Imagen satelital actualizada en canal visible (banda 2, 0.64 µm) con luz de día, e infrarrojo (banda 13, 10.35 µm) durante la madrugada y noche.

https://www.python.org/

https://www.python.org/

http://cola.gmu.edu/grads/

https://www.r-project.org/

https://www.r-project.org/

https://www.latex-project.org/get/


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• Perspectiva a 7 días a través de series de tiempo de variables meteorológicas (temperaturas máximas y mínimas, viento y precipitación).

• Íconos del estado del tiempo.El proceso de generación de boletines se eje-

cuta de forma diaria en un equipo que requiere de un tiempo aproximado de 4 horas, que consideran desde la descarga de insumos, el procesamiento de la información y la construcción de las series de tiempo, hasta la elaboración de los párrafos de des-cripción meteorológica en documentos con formato “.pdf” (Véase Figura 2). Los reportes se encuentran disponibles a partir de las 07:00 am para más de 1,500 municipios del país.

Por otra parte, en la fase actual del proyecto se lleva a cabo una evaluación de los resultados del pronóstico a 24, 48 y 72 horas, con respecto a observaciones, empleando métodos de verificación como medidas de la relación entre lo pronosticado y lo ocurrido (Wilks, 2006, pg. 58). Una mayor inversión en esquemas de verificación complejos resultará en una mejor apreciación sobre las defi-ciencias del pronóstico y proveerá la posibilidad de

Figura 2.


45


mejorar el entendimiento de los pro-cesos físicos que están siendo pronosti-cados (Jollife, 2012, pg. 4-5).

Las observaciones son someti-das a un proceso de control de cali-dad y homogeneización utilizando el paquete del lenguaje R Climatol (http://www.climatol.eu/). Mediante pruebas estadísticas de homogenei-dad, se ajustan los datos con el fin de descartar valores sospechosos en las series y completar datos ausentes. Esta herramienta funciona mediante series de referencia de estaciones cercanas, asimismo, se puede controlar la cali-dad de las series y eliminar anoma-lías que superen un umbral prefijado (Guijarro, 2018, pg 1-4).

Una vez finalizado el control de calidad y homogeneización de los datos observados, se generan gráficos exploratorios y valores de puntajes como métodos de verificación (Dia-

Figura 3.

http://www.climatol.eu/


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gramas de dispersión, Boxplots, Error y Raíz del error cuadrático medio) para la validación del pro-nóstico (Véase Figura 3). Esto tiene como propósito aplicar posteriormente esquemas de ajustes de sesgo para reducir la incertidumbre y mejorar los pro-nósticos meteorológicos (Cui et. al, 2012 pg. 408; Jollife, 2012, pg. 5).

ConclusionesLa propuesta de un sistema de generación de bole-tines meteorológicos sintéticos no solo brinda la oportunidad de contribuir a la disponibilidad de información especializada a escala local, sino que constituye un elemento de utilidad para la identifi-cación de la incertidumbre asociada al pronóstico y para la evaluación objetiva de simulaciones numéri-cas mediante la obtención de los errores asociados. El propósito es aplicar esquemas de ajustes de sesgo por regiones y contribuir a mejorar la calidad de la información empleada para la toma de decisiones, planeación de actividades, prevención de desastres y atención a emergencias.

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Wilks, D. S. (2006). Statistical Methods in the Atmospheric Sciences. 2nd Ed. International Geophysics Series, Academic Press, Elsevier, 627 pp.

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REMOCIÓN DE NITRÓGENO AMONIACAL MEDIANTE OXIDACIÓN ELECTROQUÍMICA

dable como cátodo, se evaluó la remoción por elec-trooxidación del N-NH4

+. Los resultados indicaron que, en un tiempo de reacción de 100 minutos, una densidad de corriente de 51.65 mA·cm-2, 665 mg L-1 de NaCl (404 mg·L-1 de Cl-) y usando el elec-trodo de Ti/SnO2 es posible remover eficientemente el N-NH4

+ presente en el agua.

IntroducciónCon el crecimiento de la población mundial se ha incrementado la contaminación de los cuerpos de agua por descargas municipales e industriales, lo

JOSE LUIS ESQUIVEL MATUUNAM, Programa de Maestría y Doctorado en Ingeniería (Ing. Ambiental), Campus IMTA.PETIA MIJAYLOVA NACHEVA, PÉREZ CASTREJÓN SARAInstituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA), Coordinación de Tratamiento y Calidad del Agua.

ResumenPara evitar un posible escenario de contaminación ambiental causado por la presencia de nitrógeno amoniacal (N-NH4

+) en aguas residuales, se han empleado tratamientos convencionales como los tratamientos biológicos y químicos los cuales no son del todo efectivos. La tecnología de electrooxi-dación recientemente ha ganado mucha atención debido a que es una alternativa eficiente para la remoción de N-NH4

+ presente en el agua. Variando el tiempo de operación, la densidad de corriente, la concentración de cloruro de sodio (NaCl) y dos tipos de ánodos, Ti/IrO2 y Ti/SnO2 y acero inoxi-


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cual ha disminuido la disponibilidad de agua con calidad adecuada para el abastecimiento. Por eso, el reúso del agua residual proveniente de plantas de tratamiento es ahora una necesidad (Angelakis et al., 2018). Una descarga de agua con alto conte-nido de nutrientes, tales como nitrógeno y fósforo, puede ocasionar efectos perjudiciales para el medio acuático, como la eutrofización.

En las últimas décadas, se han desarrollado nuevos procesos de oxidación avanzada (POA), con eficiencias de destrucción de los contaminantes mucho mayores que los procesos convencionales (Anglada et al., 2009, p.1447). Los POA implican la formación de agentes oxidantes con alto potencial de oxidación, que transforman los contaminantes recalcitrantes y tóxicos en otros de menor riesgo ambiental o en productos finales (Barrera, 2014). La electrooxidación ha demostrado tener una alta eficiencia para la remoción de diversos contaminantes, baja producción de lodos, y su operación sólo requiere de una pequeña área y poca inversión (Wang et al., 2018, p.5665). El producto principal del proceso de electrooxidación del nitrógeno amoniacal (N-NH4

+) es el N2 y esto es debido a que en

el agua se forma el cloro activo, en forma de HOCl o ClO-, el cual reacciona con el N-NH4

+ presente en el agua (Kapalka et al., 2010, p.1205).

DesarrolloSistema experimentalLa oxidación electroquímica del N-NH4

+ se llevó a cabo en un reactor de acrílico con una capacidad de 1.362 L (Véase Figura 1). En la Figura 2 se presenta esquemáticamente el sistema experimental, cons-tituido por un reactor en el cual están sumergidos los electrodos, una fuente de poder y una bomba peristáltica. Se emplearon dos tipos de ánodos, uno de Ti/IrO2 y otro de Ti/SnO2 de tipo malla y como cátodos maya de acero inoxidable. Las dimensiones de todos los electrodos fueron de 100 mm x 110 mm x 1.9 mm. La separación entre los electrodos fue de 10 mm. La corriente eléctrica se aplicó por medio de una fuente de poder (Sorensen DLM 40-15 DC) con capacidad para suministrar 15A y 40V. Con la finalidad de mantener una mez-cla homogénea en el reactor, se utilizó una bomba


50


Figura 1. Figura 2.

peristáltica con un caudal de recirculación de 394 ml·min-1.

Solución sintéticaPara la preparación del agua residual sintética se requirieron de varios reactivos químicos. El cloruro de amonio (NH4Cl, 99.0% ALYT) fue empleado como proveedor de N-NH4

+, el cloruro de sodio (NaCl, 99.0% ICR internacional) como provee-dor de cloruros (Cl-) y el sulfato de sodio (Na2SO4, 99.8% J.T Baker) como electrolito para mejorar la conductividad del medio. Para obtener una concen-tración de N-NH4

+ de 40 mg·L-1, se agregaron 191 mg·L-1 de NH4Cl. Para obtener los tres niveles selec-cionados de concentración de Cl-, de 251.85, 327.71


51


y 403.57 mg·L-1 de Cl-, se requirieron 415.05, 540.06 y 665.07 mg·L-1 de NaCl, respectivamente. Para mejorar la conductividad de la solución se adi-

cionaron 244.01 mg·L-1 de Na2SO4 obteniendo así una concentración de 165 mg·L-1 de sulfatos (SO4

-2). La concentración de Na2SO4 se mantuvo constante en todos los ensayos experimentales.

Procedimiento experimentalSe realizaron 6 pruebas preliminares las cuales tuvieron como objetivo establecer los niveles de las variables de operación. Se prepararon soluciones sintéticas fijando las concentraciones de N-NH4

+ y SO4

-2 en 40 y 165 mg·L-1 respectivamente. Estas pruebas se realizaron con el ánodo de Ti/IrO2 variando el tiempo, densidad de corriente y canti-dad de NaCl. Los tiempos de reacción empleados fueron de 300 y 180 minutos, las cantidades de NaCl fueron de 46.84, 291.45, 541.47 mg·L-1 y las densidades de corriente fueron de 25.86 y 51.65 mA·cm-2. Con base en los resultados obtenidos de las pruebas preliminares se implementó un diseño factorial 24 con seis puntos centrales con el fin de evaluar el efecto del tiempo, densidad de corriente y la cantidad de NaCl añadida sobre la remoción del N-NH4

+ (Véase Tabla 1), determinar las mejores

Tabla 1.


52


condiciones de operación y su cinética de reacción. Los resultados del diseño fueron posteriormente analizados utilizando un software estadístico.

ResultadosLas pruebas preliminares fueron realizadas durante 300 minutos con una densidad de corriente de 25.82 mA·cm-2 y durante 180 minutos con una densidad de corriente de 51.65 mA·cm-2. Las con-centraciones de los cloruros en los ensayos prelimi-nares fueron de 155.0, 303.4 y 455.1 mg·L-1.

Tabla 2. Los resultados indicaron que, aplicando una densidad de corriente de 25.82 mA·cm-2 y con una concentración de 455.15 mg·L-1 de Cl- fue posible remover la totalidad del N-NH4

+ en 270 minutos de reacción. Para los ensayos en los cuales se aplicó una densidad de corriente de 51.65 mA·cm-2, fue posible alcanzar la completa remoción de N-NH4

+ en un tiempo de 180 minutos cuando la concentración de los cloruros fue de 303.4 mg·L-1 y en 150 minutos cuando la concentración de los cloruros fue de 455.14 mg·L-1. Por tanto, aplicando una mayor densidad de corriente con mayores concentraciones de cloruros se obtienen remociones completas del N-NH4

+ en un menor tiempo. Estas pruebas, permitieron establecer los niveles de operación de las variables del diseño experimental los cuales se presentan en la Tabla 2 .

Los ensayos del diseño experimental 24 fueron realizados de acuerdo con el orden indicado en la Tabla 1. De los 22 ensayos realizados, el ensayo 8 y 16 presentaron los mejores valores de remoción de N-NH4

+ (Véase Tabla 3). Ambos ensayos se realizaron bajo las mismas condiciones de operación (tiempo de 120 minutos, 665.07 mg·L-1 de NaCl y una densidad


53


de corriente de 51.65 mA·cm-2) variando únicamente el tipo de ánodo utilizado.

Para el análisis estadístico de los resultados experimentales se aplicó un análisis de varianza (ANOVA). El coeficiente de determinación (R2) y el coeficiente de determinación ajustado (R2

aj) indicaron un buen ajuste (97.90 y 97.41 % respectivamente) del modelo utilizado.

Se revisaron los efectos principales, interacciones dobles, triples y cuádruples. Como resultado, los efectos principales y una doble interacción fueron los que tuvieron una mayor significancia. El ANOVA indicó que los cambios en los valores de la densidad de corriente, el tiempo y la cantidad de NaCl son los que generan un impacto significativo en la remoción de N-NH4

+. Sin embargo, el tipo de ánodo no tiene el mismo impacto, por lo que se puede decir que la aplicación de un electrodo u otro no muestra gran diferencia en el resultado final. No obstante , se recomienda el ánodo de Ti/SnO2 por su alto valor de sobre potencial de oxígeno. Esto puede observarse en el gráfico de probabilidad normal de los efectos estandarizados (Véase Figura 3). Estos resultados obtenidos concuerdan con lo mencionado por Li et al. 2011, quienes argumentan que la densidad de

Tabla 3.


54


corriente, el tiempo de electrólisis y la concentración de iones cloruro son los factores más importantes en un proceso de electrooxidación.

Las gráficas de superficie de respuesta (Véase Figura 4) indicaron que la mayor remoción de N-NH4

+ se encuentra cuando se aplican valores altos de operación. Esto coincide con el ensayo 16 (Véase Tabla 3) en el cual se utilizó el ánodo de Ti/SnO2, una dosis de 665.07 mg·L-1 de NaCl, un tiempo de 120 minutos y una densidad de corriente de 51.65 mA·cm-2.

Así mismo, se realizó la cinética de remoción de N-NH4

+ empleando las mismas condiciones del ensayo 16. Evaluando los órdenes cinéticos 0, 1 y 2 se encontró que con una constante de velocidad (k) de 0.3871 mg N-NH4

+·L-1·min-1 en un tiempo de 100 minutos, la cinética de orden cero se ajusta mejor indicando que la velocidad de reacción es constante e independiente de la concentración (Véase Figura 5).

ConclusiónCon base en los resultados, el método de

electrooxidación se presenta como una gran alternativa para la eliminación del N-NH4

+. Con un tiempo de 100 minutos, una densidad de corriente de 51.65 mA·cm-2, una concentración de cloruros de

Figura 3.

Figura 4.


55


404.0 mg·L-1 y utilizando Ti/SnO2 como ánodo, se obtuvo la completa remoción de N-NH4

+. El análisis estadístico indicó que la densidad de corriente, el tiempo y la concentración de Cl- tienen un efecto significativo en la remoción de N-NH4

+, sin embargo, el tipo de ánodo no lo tuvo. La cinética del proceso se ajustó a un modelo matemático de orden cero con una R2 = 98.74 % y se obtuvo una constante de velocidad (k) de 0.3871 mgN-NH4

+·L-1·min-1.

BibliografíaAngelakis, A., Asano, T., Bahri, A., Jimenez, B., Tchobanoglous, G.

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Figura 5.


56


Wang, Y., Song, W., Ji, L., Guo, J., Cai, L., Zhang, Y. (2018). Efficient Electrochemical Ammonia Removal System. Applied Eco-logy & Environmental Research, 16(5), 5665–5680.

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PELIGRO DE INUNDACIÓN COSTERA POR EVENTOS DE TORMENTA. CASO DE ESTUDIO: BAHÍA DE TODOS SANTOS, BC., MÉXICO.

y la adaptación costera como parte de una gestión costera efectiva es una prioridad para la acción inmediata y la gestión sostenible del litoral.

IntroducciónEl agua es uno de los recursos naturales más valio-sos que puede tener cualquier país debido a los beneficios sociales y económicos que se derivan de su aprovechamiento . Sin embargo, la presencia excesiva de este recurso puede derivar en situacio-nes extremas, como las inundaciones, que suponen

VIOLETA ZETZANGARI FERNÁDEZ DÍAZUniversidad Autónoma de Baja California, Facultad de Ciencias Marinas

Resumen Las inundaciones costeras son uno de los riesgos naturales más comunes a nivel mundial, por lo que suponen un peligro potencial, sobre todo para las costas bajas. Este fenómeno provoca una gama de efectos sobre los ecosistemas costeros y la socie-dad, por ejemplo el desplazamiento de playas y humedales, aumento de la erosión y la intrusión salina de cuerpos de agua, daños en la infraestruc-tura situada en primera línea de playa, pérdida de vidas humanas, así como pérdidas económicas rela-cionadas a la disminución de actividades portuarias y turísticas. Incluir la evaluación de inundaciones


58


un peligro muy importante para la sociedad y los ecosistemas (CENA-PRED, 2019) sobre todo en zonas costeras bajas.

En términos de frecuencia estadística, las inundaciones costeras es uno de los riesgos naturales más comunes a nivel mundial (Balica, 2012), particularmente porque las zonas costeras están expuestas al embate de diferentes fenómenos naturales, la mayoría de origen hidrometeoroló-gico, tales como el oleaje, la marea y la marea de tormenta causada por

tormentas severas (Véase Figura 1). Las inundaciones están aso-ciadas a fuertes marejadas, deri-vadas de las alteraciones de los promedios climáticos regionales producto del calentamiento glo-bal, y acompañadas de cambios en la frecuencia e intensidad de estos eventos extremos. Durante estos eventos extremos, es más probable que las costas se inun-den por el incremento del nivel medio del mar, y que se erosio-nen como resultado del incre-mento de la velocidad de la corriente y la energía del oleaje (PNUD, 2010).

Efectos de las inundaciones sobre la zona costeraLas inundaciones costeras pro-vocan una amplia gama de efectos sobre los ecosistemas

Figura 1. Costa bajo condiciones normales (arriba) y condiciones de tormenta (abajo).


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costeros y la sociedad. Dentro de los principales impactos a los ecosistemas costeros se destacan el desplazamiento de las playas y humedales, aumento de la erosión y salinización de aguas superficiales y subterráneas (intrusión salina), con mayor impacto en zonas que presentan subsidencia.

En el aspecto socioeconómico destaca la pérdida de infraestructura situada en primera línea de playa, pérdida de vidas, pérdida de turismo, pérdidas eco-nómicas relacionadas a actividades portuarias y turís-ticas, por mencionar algunas. No obstante, se debe considerar que los impactos socioeconómicos están relacionados en gran medida a los impactos sobre los ecosistemas costeros, como la pérdida de terreno y los medios de subsistencia (CMNUCC, sf ).

Importancia de evaluar el peligro de inundación en las costasEn las últimas décadas ha aumentado el interés por evaluar el riesgo de inundación derivado de eventos extremos, ya que el conocimiento y entendimiento de este fenómeno sirve como base para el diseño de obras de protección costera, el desarrollo de la

infraestructura situada en primera línea de playa, el manejo costero, así como del desarrollo de planes de actuación y manejo de emergencias. La evalua-ción de las amenazas climáticas es fundamental para el desarrollo sostenible y eficaz en las intervencio-nes de gestión del riesgo, para ello se requiere una planeación basada en el conocimiento compartido adoptando una perspectiva transversal y a largo plazo (PNUD, 2010).

Sin embargo, la evaluación de inundaciones en zona costera es un asunto complejo, debido a la gran variabilidad espacial de la dinámica marina, la elevada cantidad de variables que intervienen y el efecto cambiante de éstas (Balica et al., 2013; Mcin-nes et al., 2003; Nicholls & Lowe, 2004; Villatoro et al., 2014). Además, en las zonas costeras persisten problemas asociados con el crecimiento poblacio-nal, la explotación, degradación de los recursos y un cambio generalizado del hábitat (CMNUCC, sf ).

Se espera que estas condiciones se exacerben debido al cambio climático y el incremento del nivel medio del mar. Lo anterior es un imperativo para incluir la evaluación de inundaciones y la adaptación


60


costera como parte de una ges-tión costera efectiva y una prio-ridad para la acción inmediata en estas zonas (USAID, 2009 en CMNUCC, sf ).

Caso de estudioLa Bahía de Todos Santos (BTS) se localiza sobre la localiza sobre la costa noroeste de la Península de Baja California, a 111 km al sur de la frontera México-Esta-dos Unidos (Véase Figura 2). De manera general, la zona norte de la bahía (puntos 1 al 3) se carac-teriza por la presencia de cantiles marinos activos de alturas entre los 3 y 6 m que aportan material al resto de la bahía y en direc-ción sur a través de la corriente litoral. En la zona centro (pun-tos 4 al 10) se ubica el puerto de altura de Ensenada y playas

arenosas de uso recreativo, así como áreas ecológicamente importan-tes (cuerpo de agua conocido como “La Lagunita”). Al sur de la bahía (puntos 11-13) se ubica un cuerpo de agua separado del mar por una barra arenosa de 7 km, conocido como el Estero de Punta Banda, y sobre esta barra de arena se localiza un sitio RAMSAR por su impor-

Figura 2. Mapa de localización.


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tancia para aves migratorias. A su vez, este cuerpo de agua mantiene separado al Valle agrícola de Maneadero del mar (Véase Figura 3), un valle de relevancia regional e internacional.

Utilizando una metodología basada en escenarios de oleaje y viento que representan eventos de tormenta proyectados a periodos de retorno (Tr) de 2 y 50 años, un modelo topobatimétrico de la BTS y modela-ción numérica que simula el comportamiento de las condiciones hidro-

dinámicas en la zona, se abordan a continuación las zonas poten-ciales de inundación conside-rando los escenarios de tormenta proyectados.

Por las características mor-fodinámicas de la bahía, la zona norte tiene potencial de inunda-ción bajo, ya que como se men-cionó anteriormente, predomina la presencia de cantiles, por lo que se omiten los resultados. No sucede lo mismo en las pla-yas del centro y sur de la bahía, en donde el potencial de inun-dación se incrementa debido a la presencia de playas arenosas y cotas del terreno más bajas. Sin embargo, el peligro representa un problema directo mayor para el ecosistema que para la sociedad, ya que la mancha de inundación no causa problemas

Figura 3. Puntos de observación en la bahía.


62


severos a la infraestructura a pie de playa, pero invade zonas secas que brindan servicios ecosisté-micos importantes, así como la pérdida de hábitats para las aves y otros organismos (Véase Figura 4). Esto ocasiona otros efectos adversos asociados con la pérdida de terreno por erosión en el Estero de Punta Banda y el incremento potencial de la intrusión salina en el Valle de Maneadero (Véase Figura 5).

ConclusionesDeterminar y establecer las zonas costeras potenciales a inundarse bajo eventos de tor-menta es fundamental para el desarrollo sostenible y eficaz de las intervenciones de gestión del riesgo.

En este caso de estudio, si bien la zona norte de la BTS no es un área sujeta a inundación, la erosión que actualmente se presenta en la base de los cantiles aunado a las condiciones hidrodinámicas de tor-menta potencia el riesgo de sufrir deslizamiento de los cantiles que afectarían la infraestructura asentada sobre ellos. La zona sur definiti-vamente es un área que, bajo condiciones de tormenta, el efecto de la erosión sobre la barra de arena es sumamente relevante, ya que implica la pérdida del sitio RAMSAR hábitat de aves y otras especies.

Figura 4. Mancha de inundación en Punta Estero - sitio RAMSAR.


63


Considerar el desarrollo e implementación de medidas de adaptación ante cambio climá-tico y los eventos hidrometeorológicos extremos es una opción necesaria para la BTS ya que, aún bajo condiciones que no consideran el inminente incremento del nivel del mar, se detectan ya zonas potenciales de inundación.

Figura 5. Extensión de inundación en el Estero de Punta Banda.


64


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http://www.oceanografossinfronteras.org

http://www.cornare.gov.co/planificacion-ambiental/gestio-del-riesgo

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CALENTAMIENTO DE AGUA PARA USO SANITARIO UTILIZANDO UNA PLANTA DE CONCENTRADORES CILINDRO-PARABÓLICO

cantidad es capaz de proveer agua para la ducha de 6 personas, logrando el aprovechamiento de este recurso aunado al ahorro de energía.

IntroducciónDerivado del ritmo acelerado de la urbanización, la demanda de agua en el mundo supera la dispo-nibilidad de agua dulce, lo que provoca escasez de este recurso primordial. México recibe alrededor de 1,449,471 millones de m3 de agua en forma de precipitación al año, de la cual; el 72.1% regresa a la atmósfera , 21.4% escurre por ríos o arroyos y el

YURIDIANA ROCIO GALINDO LUNA, ROBERTO BEST Y BROWN, VICTOR HUGO GÓMEZInstituto de Energías Renovables, UNAM.JORGE DÍAZ SALGADODivisión de Ingeniería Mecatrónica e Industrial, Tecnológico de Estudios Superiores de Ecatepec. ROSENBERG J. ROMERO Centro de Investigación en Ingeniería y Ciencias Aplicadas, Universidad Autónoma del Estado de Morelos.

ResumenEl gasto de agua por sector en México muestra que las actividades agrícolas consumen un 76% de este recurso, seguido del abastecimiento público con un 14.4%, el cual contempla 38 hm3 concesiona-dos para el uso doméstico. El presente trabajo pro-pone el calentamiento de agua para uso sanitario en regaderas, mediante una planta de colectores solares cilindro-parabólicos. La planta solar fue evaluada experimentalmente y es capaz de elevar la tempera-tura del agua de 22.7°C a 81.13°C, con una irra-diancia directa máxima de 765 W/m2. El agua es almacenada en un termotanque de 300 litros, esta


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6.4% se filtra al subsuelo. El gasto de agua por sector en 2018, muestra que las actividades agrícolas con-sumen un 76%, seguido del abastecimiento público con un 14.4%. Este último contempla 38 hm3 con-cesionados para el uso doméstico. El aprovecha-miento de este recurso aunado al ahorro de energía debe ser asuntos prioritarios (CONAGUA, 2018).

México posee un gran potencial para el uso y aprovechamiento de la energía solar. han desarro-llado diversos prototipos de colectores solares los cuales pueden cubrir diferentes rangos de tempera-tura (Hernández-Magallanes et al., 2014, p. 687). Los concentradores cilindro parabólicos (CCP) son capaces de alcanzar mediana temperatura entre 60-400°C. Esta tecnología solar ofrece alta eficien-cia, la posibilidad de acoplamiento con otros siste-mas, versatilidad y la facilidad de que algunos de sus componentes puedan ser fabricados localmente (Hafez et al., 2018, p. 1217).

El presente trabajo propone el calentamiento de agua para uso sanitario en regaderas, mediante una planta de colectores solares cilindro-parabólicos ubicada en el Centro de Investigaciones en Ingenie-

ría y Ciencias Aplicadas (CIICAp-UAEM). Con el objetivo de brindar el servicio durante la temporada de invierno, reduciendo efectos negativos al medio ambiente.

DesarrolloPlanta de Concentradores Cilindro Parabólico (CCP)La planta de CCP consta de 15 dispositivos con las siguientes características: 2.44m de largo, 1.05m de ancho, 2.56m2 área de apertura y 90° ángulo de borde. Estos dispositivos se encuentran distribuidos en 3 filas y conectados en serie. Cuenta con 2 ter-motanques almacenamiento con capacidad de 300 litros cada uno y el fluido de trabajo utilizado es agua (Véase Figura 1). Cada línea de concentración posee sensores (termopares tipo T) de temperatura a la entrada y salida, para censar el flujo se utilizó un flujómetro de turbina. Los rayos del sol se refle-jan en el punto focal donde se encuentra el absorbe-dor. Una fracción de la radiación solar se transfiere a un fluido, que fluye dentro del tubo absorbente, el fluido de trabajo recolecta la energía térmica incre-


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mentando su temperatura y es almacenada en un termotanque. La eficiencia térmica de esta planta se determina mediante la ecuación 1.

y la diferencia de temperatura de salida y entrada. (Tsal, Tent).

Descripción del sistemaSe consideró un tanque con capacidad de 300 litros, el cual es llenado con agua de la cisterna del edifi-cio, con una temperatura de alrededor de 22.7°C. Durante el día, esta agua es utilizada como fluido de trabajo en la planta de CCP, para después ser almacenada hasta que sea suministrada al servicio de regaderas, este análisis contempló 2 regaderas (Véase Figura 2).

La Norma Oficial Mexicana NOM-008-CNA-1998 especifica que, de acuerdo al tipo de regadera, el gasto mínimo será de 4 litros/minuto (CONAGUA,1998b, p.7). Este estudio consideró un tiempo de 10 minutos durante la ducha y pérdi-das térmicas del 10% en toda la tubería.

ResultadosLas pruebas fueron realizadas en el siguiente hora-rio de 9:30am a 3:00pm, lo anterior se debió a la disminución de la irradiancia directa (Gb) después

La anterior relaciona la cantidad de energía solar que el colector puede captar en función del área (Aa) y la radiación directa (Gb), con respecto a la energía transferida al fluido de trabajo; que contem-pla el flujo másico ( , su capacidad térmica (Cp)

Figura 1.


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del mediodía solar. Para determinar la eficiencia térmica de la planta solar, se consideraron las tem-peraturas de entrada, ubicada en la línea 1, y la tem-peratura de salida, censada al final de la línea 3. Se realizaron varias pruebas, sin embargo, aquí se pre-sentan las dos con mejores resultados .

La primera fue realizada el 11 de septiembre de 2019, durante esta prueba el valor máximo de Gb fue de 956 W/m2 (Véase Figura 3). Las temperaturas alcanzadas durante el día se encuentran graficadas en la Figura 4, se observa en color azul el compor-tamiento de la temperatura al interior del termo-tanque, en verde y naranja, las correspondientes a la entrada y salida de la planta de CCP. La tempe-ratura más alta que se alcanzó en el termotanque

Figura 2. Figura 3.


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fue de 67.07°C (Véase Figura 4). La eficiencia tér-mica de la planta solar fue calculada durante la ope-ración, alcanzando un valor máximo de 50.68% (Véase Figura 5).

La segunda prueba fue realizada el día 18 de septiembre de 2019. La medición de la irradiancia directa fue registrada, alcanzando una máxima de 765 W/m2 (Véase Figura 6). Durante la prueba se

Figura 4. Figura 5.

registraron periodos de nubosidad que corresponden a los valores más bajos de Gb. La temperatura al inte-rior del termotanque, la entrada y salida de la planta de colectores fueron registradas (Véase Figura 7). La temperatura del termotanque alcanzó los 81.13°C en su máximo nivel, mientras la eficiencia térmica fue determinada durante el periodo de prueba logrando un valor máximo de 56.59% (Véase Figura 8).


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consideraron valores de Gb en un rango de 700-1000 W/m2, típicos para los meses de diciembre, enero y febrero.

• La planta solar fue capaz de elevar la tempera-tura del agua desde una temperatura ambiente de aproximadamente 22.7°C hasta una tempe-ratura máxima registrada al interior del termo-tanque de 81.13°C.

Figura 6. Figura 7.

ConclusionesLas pruebas experimentales fueron realizadas durante los días 11 y 18 de septiembre de 2019, en las instalaciones de CIICAp-UAEM. Los resultados obtenidos nos permiten concluir lo siguiente:

• Se realizaron pruebas experimentales con la planta de CCP para el calentamiento de agua, la cual será suministrada a las regaderas. Se


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Figura 8.

• La eficiencia térmica máxima de la planta fue calculada en 56.59%.

• De acuerdo a la norma mexicana NOM-008-CNA-1998, la capacidad del tanque nos permite dar servicio de agua sanitaria para la ducha de 6 personas.

• El uso de la tecnología solar para el calenta-miento de agua sanitaria disminuye el impacto

negativo al medio ambiente al evitar la quema de combustibles fósiles.

BibliografíaCONAGUA, (2018), Estadísticas del agua en México 2018. Dis-

ponible en: http://sina.conagua.gob.mx/publicaciones/EAM_2018.pdf

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CONAGUA, (1998b), Norma Oficial Mexicana NOM-008-CNA-1998, Regaderas Empleadas en el Aseo Corpo-ral. Especificaciones y métodos de prueba. Disponible en: http://www.conagua.gob.mx/CONAGUA07/Contenido/Documentos/N8.pdf

Hernández-Magallanes J.A., Domíngez-Inzunza L.A., Gutiérrez-Ureta G., Soto P., Jiménes C., Rivera W., (2014), Experimental assessment of an absorption cooling system operating with the ammonia/lithium nitrate mixture. Energy, 78, 685-692.

Hafez A.Z., Attia A.M., Eltwab H.S., ElKousy A.O., Afifi A.A., AbdE-lhamid A.G., AbdElqader A.N., Fateen S-E. K., El-Metwally K.A., Soliman A., Ismail I.M., (2018), Design analysis of solar parabolic trough thermal collector. Renewable and Sustai-nable Energy Reviews, 82, 1215-1260.

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DESTILACIÓN POR MEMBRANA PARA CONCENTRAR SOLUCIONES SALINAS UTILIZADAS EN SISTEMAS DE ENFRIAMIENTO POR ABSORCIÓN

vencional es la destilación por membrana con espacio de aire (AGMD), la cual tiene la capacidad de desa-linizar soluciones salinas altamente concentradas que otras tecnologías de membrana no pueden tratar. El objetivo del presente trabajo fue evaluar un nuevo tipo de desorberdor con la configuración AGMD para reemplazar a un desorbedor convencional en un sistema de enfriamiento por absorción.

IntroducciónLos sistemas de enfriamiento por absorción (SEAs) son dispositivos que, a través de un ciclo termodi-

JONATHAN IBARRA BAHENA, ULISES DEHESA CARRASCO, EDUARDO VENEGAS REYES Instituto Mexicano de Tecnología del Agua. WILFRIDO RIVERA GÓMEZ FRANCOInstituto de Energías Renovables, Universidad Nacional Autónoma de México.

ResumenLos sistemas de enfriamiento por absorción son dis-positivos que pueden aprovechar fuentes de calor de bajo nivel térmico provenientes de energías renova-bles o calor de desecho industrial para su funciona-miento. Además, los fluidos de trabajo que utilizan tienen bajo impacto ambiental, por ejemplo, solucio-nes acuosas salinas. Una de las etapas de operación es la separación del fluido refrigerante de la solución salina, este proceso es conocido como desorción y, generalmente, se lleva a cabo por ebullición a presio-nes reducidas en intercambiadores de calor pesados y voluminosos. Una alternativa a la desorción con-


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námico, producen un efecto de enfriamiento al eva-porar un fluido refrigerante a bajas presiones. Un SEA consta de, al menos, los siguientes componen-tes: un desorbedor, un condensador, un evaporador, un absorbedor, una bomba, una válvula de expan-sión y una de estrangulamiento. Utiliza además una mezcla de trabajo que está integrada por un fluido refrigerante y un absorbente.

El funcionamiento de los SEAs es el siguiente: se suministra una cantidad de calor constante al desorbedor hasta alcanzar la temperatura de ebu-llición de la mezcla, así, una parte del fluido refri-gerante es vaporizado; este proceso es conocido como desorción y ocurre a la temperatura y presión más altas del ciclo. El vapor del fluido refrigerante es conducido al condensador donde cede su calor latente de vaporización al ambiente y pasa a estado líquido. El fluido refrigerante líquido atraviesa una válvula de expansión, la cual divide el ciclo en dos zonas de presión. Posteriormente, se evapora en el evaporador a la presión más baja del ciclo. Para esto, el fluido refrigerante toma energía en forma de calor del ambiente y se genera el efecto de enfriamiento.

El vapor del fluido refrigerante es conducido hacia el absorbedor, donde se pone en contacto con la solución concentrada en absorbente que proviene del desorbedor. Este proceso se conoce como absor-ción y es exotérmico, por lo que libera una cantidad de calor al ambiente. La solución resultante, ahora diluida en absorbente, es bombeada al desorbedor para iniciar el ciclo nuevamente (véase Figura 1).

Figura 1. Diagrama Presión-Temperatura de un ciclo de enfria-miento por absorción.


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Las ventajas de los SEAs respecto a los sistemas de compresión mecánica de vapor son: pueden uti-lizar fuentes de calor de fuentes renovables o calor de desecho industrial, los fluidos utilizados son más amigables con el medio ambiente y requieren una mínima cantidad de energía eléctrica para funcionar (Boopathi Raja y Shanmugam, 2012). Uno de los usos a pequeña escala de los SEAs es la de utilizar el efecto de enfriamiento para condensar vapor de agua presente en el aire atmosférico y así producir agua potable (Anand y Murugavelh, 2020). Sin embargo, el inconveniente principal para esta apli-cación es el tamaño de los componentes, especial-mente del desorbedor, el cual suele ser pesado y/o voluminoso. Además, cuando se utilizan mezclas donde el agua es el fluido refrigerante y alguna sal es el fluido absorbente (por ejemplo H2O/LiBr, H2O/CaCl, etc.), los desorbedores deben ser herméticos, ya que operan a presiones menores a la atmosférica para disminuir el punto de ebullición de la mezcla (Ibarra-Bahena et al., 2017).

Una alternativa a la desorción convencional por ebullición es la destilación por membrana. Este es

un proceso que se utiliza para separar una especie química volátil de una mezcla líquida homogénea. La fuerza impulsora es la diferencia de presión par-cial causada por la diferencia de temperatura entre ambos lados de una membrana porosa e hidrófoba. La especie química volátil se evapora en el lado de la membrana que está en contacto con la solución acuosa, pasa a través de los poros y luego se con-densa en una superficie fría en el otro lado de la membrana. La naturaleza hidrofóbica de la mem-brana evita que la solución acuosa penetre en los poros (Lawson y Lloyd, 1997).

La configuración utilizada fue la de destilación por membrana con espacio de aire (AGMD, por sus siglas en inglés), en la cual se inserta un espa-cio de aire entre la membrana y la superficie de enfriamiento (Figura 2). Las principales ventajas de ésta son: temperaturas de operación más bajas que la de ebullición de la mezcla, funciona a pre-sión atmosférica y los dispositivos son más com-pactos (Izquierdo-Gil et al., 1999). El objetivo del presente trabajo fue evaluar un desorberdor con la configuración AGMD para demostrar el potencial


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del dispositivo para reemplazar a un desorbedor convencional en un SEA.

MetodologíaEl desorbedor de membrana evaluado constaba de dos tapas de Nylamid de 80 mm de ancho, 180 mm de longitud y 25.4 mm de grosor; una membrana porosa hidrófoba de PTFE (politetrafluoroetileno)

con tamaño de poro de 0.22 µm; 3 sellos de silicón de alta temperatura de 3 mm de grosor; 2 sellos de neopreno de 1 mm de grosor; una malla metálica para soporte de la membrana; y una placa de alumi-nio de 0.3 mm de grosor. La Figura 3 ilustra la confi-guración del desorbedor.

Se utilizó la mezcla H2O/LiBr por ser la más utilizada en los SEA (Srikhirin et al., 2001). La

Figura 2. Configuración AGMD.

Figura 3. Arreglo experimental.


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fuente de calor fue un baño térmico de 1000 W de potencia eléctrica. Un intercambiador de calor de placas de acero inoxidable de 316 L se usó para calentar la solución de H2O/LiBr. La temperatura del agua de enfriamiento se mantuvo constante con un baño térmico de 2 kW. Se utilizó un medidor de flujo másico tipo Coriolis para la solución de H2O/LiBr. Los caudales volumétricos del fluido de calen-tamiento y del agua de enfriamiento se midieron con dos flujómetros analógicos. Se colocó un tapón de goma en el circuito de la solución de H2O/LiBr para extraer muestras y monitorear la concentra-ción de LiBr, la cual se calculó con la correlación del índice de refracción (IR) reportada por Romero et al. (2006). Con un refractómetro electrónico se midió el IR de las muestras de solución. La canti-dad de agua destilada (fluido refrigerante) se midió con una balanza electrónica. Se colocaron senso-res de temperatura RTD pt100 en los puertos de entrada y salida del desorbedor y del intercambia-dor de calor. La Figura 4 muestra la configuración experimental. La Tabla 1 enlista las condiciones de operación experimentales.

Figura 4. Producción de fluido refrigerante.

Las condiciones descritas en la Tabla 1 son típi-cas en la operación de SEAs que utilizan calor de fuentes renovables (Li et al., 2016).

ResultadosEl desorbedor de membrana operó por 3.5 horas. Se cuantificó la cantidad de fluido refrigerante pro-ducido así como el incremento de la concentración de LiBr en la solución al final de este periodo. Se


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Tabla 1. Condiciones experimentales evaluadas.

Variable Prueba 1 Prueba 2 Prueba 3

Concentración inicial de LiBr (% p/p) 49 .73 ± 0 .03

Flujo másico de la solución de H2O/LiBr (kg/s) 3 .50x10-2 ± 5 .00x10-5

Temperatura de la solución de H2O/LiBr (°C) 90 .2 ± 0 .1

Flujo másico del agua de enfriamiento (kg/s) 3 .07x10-2 ± 6 .70x10-4

Temperatura del agua de enfriamiento (°C) 45 .1 ± 0 .1 40 .1 ± 0 .1 35 .1 ± 0 .1

53.19%, 53.67% y 54.34% (p/p), para cada una de las temperaturas de condensación, respectivamente. Al igual que con la cantidad de fluido refrigerante, la concentración de LiBr aumenta a medida que dismi-nuye la temperatura de condensación, ver Figura 5.

produjeron 4.5, 5.9 y 6.8 kg/m2 con las temperatu-ras de condensación de 45.1ºC, 40.1ºC y 35.1ºC, respectivamente.

La cantidad de fluido refrigerante aumenta a medida que disminuye la temperatura de conden-sación, ver Figura 4. Esto es porque el potencial de presión aumenta cuanto mayor es la diferencia de temperatura entre ambos lados de la membrana. La concentración final de LiBr en la solución fue de

Figura 5. Aumento de la concentración de LiBr en la solución.

Con la cantidad de fluido refrigerante disponi-ble es posible alcanzar temperaturas de enfriamiento de 11 °C (Ibarra-Bahena et al., 2018), lo cual per-


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mite que un SEA pueda usarse para aplicaciones de aire acondicionado y/o producción de agua potable a partir de humedad presente en el aire.

ConclusionesSe evaluó experimentalmente un nuevo tipo de desorbedor de membrana para aplicaciones en SEAs. Se demostró la aplicación de la destilación por membrana para procesos similares a la desali-nización pero con soluciones altamente concentra-das que otras tecnologías de membrana no pueden tratar. De acuerdo con los resultados, el desorbedor propuesto tiene un potencial de aplicación en SEAs para para aplicaciones de aire acondicionado y/o producción de agua potable a partir de humedad presente en el aire.

AgradecimientosLos autores agradecen a los proyectos PAPIIT-UNAM IT100920 y FORDECYT 297486.

BibliografíaBoopathi Raja, V. y Shanmugam, V. (2012). A review and new

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Ibarra-Bahena, J., Dehesa-Carrasco, U., Romero, R. J., Rivas-Herrera, B., Rivera, W. (2017). Experimental assessment of a hydrophobic membrane-based desorber/condenser with H2O/LiBr mixture for absorption systems. Exp. Therm. Fluid Sci. 88, 145-159.

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Srikhirin, P., Aphornratana, S., Chungpaibulpatana, S. (2001). A review of absorption refrigeration technologies. Renew. Sustain. Energy Rev. 5, 343-372.

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Ibarra-Bahena, J., Rivera, W., Romero, R. J., Montiel-González, M., Dehesa-Carrasco, U. (2018) Novel intermittent absorption cooling system based on membrane separation process. Appl. Therm. Eng. 136, 718-729.

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DE LAS CUENCAS A LOS PAISAJES. ESTIMACIÓN DEL IMPACTO POTENCIAL DE LA CONTAMINACIÓN DIFUSA POR MÉTODOS SIMPLIFICADOS EN EL ÁREA DE PROTECCIÓN DE FLORA Y FAUNA, PICO DE TANCÍTARO, MICHOACÁN, MÉXICO

Cuenca Rodada al oeste; con categorías de poten-cial que van del Medio a Muy alto y, al interior sus respectivas Localidades Físico-Geográficas, XLIV, XVII y LX. Esta combinación permite delimitar zonas homogéneas dentro de la cuenca para prio-rizar áreas que requieren implementar medidas de mitigación de la contaminación difusa a los siste-mas acuáticos.

IntroducciónEl agua como recurso se ha convertido, en muchas regiones del mundo, en un factor limitante para la

ALBERTO ORTIZ RIVERAPosdoctorado. Escuela Nacional de Estudios Superiores Campus Morelia.

ResumenEn este trabajo se calculó durante tres años el Índice Modificado de Contaminación No Puntual (MPNPI, por sus siglas en inglés) en el Área de pro-tección de flora y fauna Pico de Tancítaro, Michoa-cán, con diferentes condiciones de precipitación 2004, 2007 y 2014. La forma de calcular el índice MPNPI requiere de cuatro indicadores: 1) de Uso del Suelo; 2) de Escorrentía; 3) de Distancia; y 4) de Precipitación Anual. Los resultados indican que las cuencas de coincidencia espacial durante los tres años son Chuanito, Chondo y Cutio al noroeste; San Francisco y Huandiestacato al norte; y Apo y


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salud humana, la producción de alimentos, el desa-rrollo industrial y el mantenimiento de los ecosis-temas naturales y su biodiversidad; e incluso para la estabilidad social y política (Carabias y Landa, 2005, p. 15).

En todo el mundo se ha generado una preocu-pación sobre la contaminación difusa (dispersa o no puntual), que proviene de actividades de zonas agrícolas, urbanas e industriales. Los contaminantes de fuentes difusas del agua, aire y suelo incluyen: sedimentos, nutrientes, metales pesados, elementos traza, pesticidas, patógenos, productos farmacéuti-cos y otros químicos antropogénicos (Bravo-Inclán et al., 2009, p. 1).

La utilización de indicadores e índices del medio ambiente se realiza en cualquier diagnóstico ambiental. El índice denominado Potential Non-point Pollution Index (PNPI) es una herramienta SIG que evalúa el impacto potencial de la contami-nación difusa sobre los cuerpos de agua a escala de cuenca hidrográfica (Munafò et al., 2005, p. 94). Se trata de un modelo cualitativo que, en su creación, emplea una metodología multicriterio y la mode-

lación física del territorio para la estimación de la contaminación difusa (Cecchi, et al., 2007, p. 298). Requiere pocos datos de entrada y es sencillo de cal-cular e interpretar. Además, Contreras, et al. (2011) efectuaron modificaciones al PNPI al introducir un factor de precipitación, permitiendo añadir una caracterización anual e interanual al proceso. A esta versión se le denomina Modified Potential Non-point Pollution Index (MPNPI).

DesarrolloEl Índice Modificado del Potencial de Contamina-ción Difusa (MPNPI) está compuesto por cuatro indicadores: 1) Indicador de Uso del Suelo (Land Cover Indicator = LCI); 2) Indicador de Distancia (Distance Indicator = DI); 3) Indicador de Escorren-tía (Runoff Indicator = ROI); y 4) Indicador de Preci-pitación Anual (Anual Precipitation Indicator = API).

Se empleó el método propuesto por Munafò et al., (2005) y la modificación establecida por Con-treras et al. (2011). Ellos calculan el MPNPI de acuerdo con la ecuación 1.MPNPI= (5 * LCI + 3 * DI + 2 * ROI) * API (1)


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El LCI evalúa la contribución de la contami-nación difusa potencial de los diferentes usos del suelo. Se emplearon los valores medios de referencia establecidos por Cecchi et al. (2007, p. 299).

El DI mide la distancia desde cada punto del área de análisis hasta el cuerpo de agua más cercano, con-siderando el gradiente topográfico. El DI se calculó a partir del Modelo Digital del Terreno (MDT), deter-minando la longitud de flujo descendente.

El ROI evalúa la capacidad del suelo para dre-nar el agua hacia la zona no saturada del suelo y se define por un coeficiente de escorrentía (Cr) corre-gido por un factor de pendiente (Cs).

El API es un factor que evalúa la variación tem-poral debida a la precipitación, determinando la precipitación anual de un determinado año en rela-ción con la precipitación media anual de un período de estudio en cada sitio de la cuenca.

Posteriormente, en caso de ser necesario, los indicadores anteriores se convirtieron a formato rás-ter y se normalizaron.

Finalmente, se aplicó algebra de mapas con base en la ecuación 1 y se reclasificaron los valores

MPNPI en cinco categorías cualitativas de impacto potencial. Munafò et al., (2005, p. 96) establece 5 clases de potencial, por su parte, Haupt (2009, p.78 ) categoriza estas clases por primera vez, sin embargo, no hay diferencia clara entre clases 2, 3 y 4, por lo tanto, se consideró renombrar estas catego-rías tomando en cuenta otros índices que ayuden a distinguir claramente un nivel de otro (ver Tabla 1).

Tabla 1. Categorías de clasificación del Índice MPNPI

ClasesMunafò (2005)

CategoríaHaupt (2009)

CategoríaOrtiz y Fuentes (2020)

Rango

1 Bajo potencial Muy bajo MPNPI≤ 4,5

2 Medio bajo potencial Bajo 4,5 < MPNPI ≤ 5,5

3 Medio potencial Medio 5,5 < MPNPI ≤ 6,5

4 Medio alto potencial Alto 6,5 < MPNPI ≤ 7,5

5 Alto potencial Muy Alto MPNPI > 7,5

Fuente: Modificado Ortiz & Fuentes (2020, p. 214)


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Índice Modificado del Potencial de Contaminación Difusa (MPNPI)Al comparar los tres años, el año con mayor pre-sencia de esta problemática es 2004, esto debido a la condición de precipitación. Éste presenta mayor número de unidades cuenca-localidad con potencial Medio a Muy alto (que corresponden con las clases 4 y 5), en total 24 unidades; 19 de ellas con Muy alto potencial y 5 con Alto potencial. En la Tabla 2 se enlistas las unidades y en la Figura 1 se denota la ubicación espacial de las mismas. Véase Figura 1

Tabla 2. Unidades Cuenca-Localidad tomando como base el año de mayor precipitación (2004), con clases de MPNPI 4 Y 5

Cuenca-Localidad ID Área Km2 Media 04

clase MPNPI 04

Chuanito-XLIV 19 17 .53 9 .71 5

Chuanito-XVII 20 3 .12 9 .79 5

Chondo-XLIV 25 5 .56 9 .97 5

Chondo-XVII 27 14 .07 7 .86 5

Cutio-XLIV 2 4 .67 10 .09 5

Cutio-XVII 4 26 .01 8 .79 5

Cuenca-Localidad ID Área Km2 Media 04

clase MPNPI 04

San Francisco-XLIV 6 4 .13 9 .95 5

Huandiestacato-XLIV 11 5 .16 9 .31 5

Apo-LX 43 7 .61 10 .81 5

Apo-XVII 45 12 .74 9 .46 5Cuenca Rodada-XVII 50 0 .31 10 .31 5

Cuenca Rodada-XXXIII 49 1 .01 9 .57 5

Cuenca Rodada-LX 47 23 .38 10 .01 5

Cuenca Rodada-X 48 3 .68 7 .35 4

Tancitaro-LX 34 32 .43 8 .95 5

Tancitaro-XXXIII 36 13 .24 7 .62 5

Tancitaro-XL 37 3 .23 8 .03 5

Zirimandiro-XL 32 7 .62 7 .29 4

El Chivo-XL 57 3 .38 8 .5 5

El Chivo-LX 56 17 .81 7 .29 4

La Gringa-LX 58 1 .37 8 .64 5

La Gringa-XL 59 11 .11 7 .98 5

La Culebra-XL 55 38 .55 7 .42 4

La Culebra-XXXII 54 4 .86 6 .51 4Fuente: Modificado de Ortiz & Fuentes (2020, p. 214)


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ConclusionesLa aplicación del MPNPI ofrece una aproximación cualitativa de las áreas sensibles para la producción de contaminación difusa. Además, es aplicable a diferentes unidades de análi-sis o escalas, lo que contribuye a reducir tiempos, recursos de análisis en situaciones críticas y falta de datos.

La confiabilidad de la herra-mienta radica en la consulta de un amplio número de especia-listas para la selección de los pesos de los indicadores y de los valores de los diferentes usos del suelo.

Aunque los estudios del tema se realizan bajo el contexto de cuenca, ésta es un sistema complejo, dinámico y abierto. Analizar los paisajes al interior

Figura 1. Mapa del MPNPI para cada unidad Cuenca-Localidad para el año 2004

Fuente: Ortiz & Fuentes (2020, p. 231)


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de la cuenca permite reconocer unidades ambienta-les con cierta homogeneidad, que poseen caracterís-ticas y una dinámica propia, lo que complementa el estudio de las cuencas.

A pesar de las fortalezas del instrumento, éste no indica el tipo específico de contaminante ni la cantidad que afecta a los diferentes sistemas acuáti-cos, además, solo es evidente en años en que la pre-cipitación supere la precipitación promedio.

AGRADECIMIENTOSEl autor agradece a la DGAPA-UNAM, la beca posdoctorado 2018-2020, otorgada para la reali-zación del proyecto “El análisis del paisaje y el uso de sistemas de información geográfica (SIG), como fundamento para la estimación del impacto poten-cial de la contaminación difusa por métodos simpli-ficados en el estado de Michoacán, México.”

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EXPOSICIÓN A FLUORURO Y ARSÉNICO EN AGUA: FUNCIÓN COGNITIVA EN ESTUDIANTES DE PRIMARIA DE COMUNIDADES MARGINADAS DE MÉXICO.

Dada la co-ocurrencia de F- y As en el acuífero, se emplearon herramientas de la Geología para conocer las regiones que se encuentran en mayor riesgo por características geológicas. Además, se apoya en múltiples líneas de investigación e inte-gra la evidencia de un amplio número de áreas. Por tanto, el presente artículo plantea un enfoque de sistemas complejos.

IntroducciónEl agua es un recurso esencial para la existencia de toda forma de vida. Para garantizar la salud humana

FRANCISCO ANTONIO RAMÍREZ ROJASInstituto Nacional de Salud Pública (INSP)

Resumen: La extracción intensiva de aguas subterráneas pone en riesgo de exposición a contaminantes geogé-nicos, como flúor (F-) y arsénico (As), a diversas poblaciones, incluida la infantil; en consecuencia, pueden presentar una amplia gama de efectos en la salud, como la limitación de la función cognitiva. La investigación estudia las relaciones entre causas, exposiciones a F- y As y efecto en función cognitiva de población infantil de comunidades marginadas de México con antecedentes de presencia de F- y As en suministros de agua subterránea.


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es primordial contar con ella de manera suficiente y con calidad adecuada, sin embargo, esta última puede comprometerse por la contaminación de agentes patógenos, productos químicos, tóxicos o radioactivos, ya sea por actividades antropogénica o por causas naturales.

De acuerdo con la Organización de las Naciones Unidas, en 2015 el 50% de la población mundial se abastecía por medio de agua subterránea (WWAP, 2019). En México, la principal fuente de abaste-cimiento de agua es por medio de pozos, represen-tando casi un 59%. El crecimiento demográfico y la explotación insostenible de recursos ha ocasionado la sobreexplotación de 20% de los acuíferos mun-diales y la visualización de un panorama de carestía a futuro (WWDR, 2015; de Graaf et al., 2017).

En comunidades marginadas, donde se requiere dotar del agua como recurso vital, se favorecen pro-cesos de explotación intensiva de los acuíferos, lo que incide en la calidad del agua que se extrae de los pozos. Las características y conformaciones del estrato geológico provoca que el agua se pueda con-taminar con F- y As, con su consiguiente efecto en

la salud de esas poblaciones (Limón-Pacheco et al, 2018).

DesarrolloLa revisión de literatura, tanto para el F- y As como para cada uno de los contaminantes por separado, describe efectos en la salud. De acuerdo con artí-culos de revisiones sistemáticas, epidemiológicos y toxicológicos, entre las afectaciones a la salud se encuentran las de la función cognitiva. Estos efectos son a nivel fisiológico al sistema nervioso central, al cerebro y a las capacidades cognitiva (Zuckerman et al, 2014).

La exposición a F- y As en agua potable se da en regiones donde la fuente de abastecimiento es el agua subterránea extraída por pozos y que está con-taminada geogénicamente. Esto ocasiona intoxi-caciones crónicas que, conceptualmente, pueden delimitarse, por el lado del F-, en la fluorosis endé-mica o hidrofluorosis y, en el caso del As, en la arse-nicosis o hidroarsenicosis (ver Figura 1).

La exposición simultánea a F- y As plantea un problema de salud pública complejo, no solo por


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los efectos poblacionales de exposición a la hidro-fluosis e hidroarsenicosis derivados del consumo de agua, sino también por los contextos sociales, eco-nómicos y culturales, considerando la perspectiva del ciclo natural del agua.

La exposición a estos elementos en población infantil puede afectar sus funciones cognitivas y comprometer su desarrollo cognitivo. La literatura permite establecer dosis de referencia para ambos contaminantes, sin embargo, aunque en muchos estudios se hace referencia al F- y As, los efectos de exposición simultánea y posiblemente sinérgicos no

han sido lo suficientemente desarrollados (Lia et al, 2009; Carroll; 1994).

El desarrollo infantil engloba cambios psicoló-gicos y biológicos que ocurren entre el nacimiento y la adolescencia. Estos cambios incluyen habilida-des socioemocionales y locomotoras, el lenguaje y la función cognitiva. El desarrollo de la función cogni-tiva en la infancia no está determinado únicamente por aspectos como la nutrición o el crecimiento natural de los niños (Lia et al, 2009; Wechsler, 2007; Carroll; 1994).

La exposición a contaminantes como el F- y As en edades tempranas, inclusive desde la gestación, en combinación con un ambiente psicosocial nega-tivo, comprometen el desarrollo de la función cog-nitiva de los niños (Lia et al, 2009). El concepto de inteligencia resume y refleja de manera ponderable cuantitativamente, tanto el estado de desarrollo como posibles afectaciones en alguna de las funcio-nes cognitivas específicas que lo integran (ver Figura 2): memoria de trabajo, comprensión verbal, razo-namiento perceptual y velocidad de procesamiento (Wechsler, 2007)

Figura 1: Estrés hídrico

Elaboración Propia


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La población infantil es más vulnerable y susceptible a la afectación de la función cognitiva. De hecho, se estima que 6.5 millones de niños en México están en riesgo de verse afectados en su salud por la exposi-ción crónica a F- y As en agua potable proveniente de pozos. Un gran número de pozos se encuentran en regiones de México donde se ha reportado, desde el 2016, la presencia de contaminación por F- y As. Como consecuencia, la afectación en la función cognitiva de los niños es un problema latente.

Los efectos en la función cognitiva en niños por exposiciones simul-táneas a F- y As por medio del agua no han sido suficientemente estu-

diados, por lo que el presente trabajo busca aportar conoci-mientos sobre el tema.

El estudio persigue estimar las poblaciones con característi-cas sociodemográficas y geoló-gicas similares para elaborar un modelo de riesgo ambiental que permita predecir posibles expo-siciones dañinas a la salud y pro-poner acciones de mitigación y prevención de riesgos.

Hasta el momento, los enfoques de estudio de esta problemática de salud par-ten de análisis individuales de cada contaminante, aunque no suficientemente la interacción entre F- y As. Tanto en estu-dios toxicológicos como en epi-demiológicos se ha discutido la necesidad de investigar de manera detallada la exposición

Figura 2: Funciones cognitivas

Elaboración Propia


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simultánea a F- y As. Por tanto, el objetivo central de la investi-gación es evaluar la asociación entre niveles de exposición a F- y As y la probable afectación de la función cognitiva de una población infantil en comunida-des marginadas de México (ver Figura 3).

Se medirán de manera directa niveles de exposición simultánea a F- y As en bio-marcador (orina) en población infantil. Además, se estimará de manera indirecta, por medio de modelos, la magnitud de expo-sición simultánea a F- y As de quienes no se tienen marcado-res biológicos, pero sí matrices ambientales, como mediciones de concentración de F- y As en la fuente de suministro o con datos geológicos.

Se evaluará, por medio de pruebas psicométricas, la función cog-nitiva de población infantil dentro de su ambiente psicosocial. Con la información obtenida de mediciones, evaluaciones y estimaciones, se analizará la asociación entre exposición simultánea y potencialmente sinérgica a F- y As y la función cognitiva de la población infantil.

Resultados esperadosEl estudio permitirá estimar, con razonable certeza, regiones con mayor riesgo de exposición a F- y As en agua con características geológicas

Figura 3: Ejes metodológicos

Elaboración Propia


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particulares. Además, hará posible reconocer el fenómeno de la exposición simultánea al F- y As y aportará evidencia para la toma de decisiones en materia de políticas públicas y la discusión sobre la pertinencia de la extracción de agua de acuíferos.

Los resultados esperados podrán ser utilizados por otros profesionales de salud, en otras regio-nes del mundo, donde poblaciones similares están siendo afectadas por la exposición en agua a F- y As, o, inclusive, por otros contaminantes geogénicos similares en agua. Estas metodologías podrían repli-carse, adaptarse u homologarse.

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APROXIMACIONES PARA CARACTERIZAR EL CICLO HIDROSOCIAL DEL AGUA URBANA DESDE LA ECONOMÍA ECOLÓGICA.

bolismo social, para estructurar el análisis teórico-conceptual de las dinámicas del agua del territorio

Palabras clave: ciclo hidrosocial, economía ecológica, metabolismo social, cuenca hidrográfica.

Introducción:Los enfoques actuales de gestión resultan ser par-ciales debido a sus raíces epistémicas de concep-tualización, valorización y manejo de la naturaleza, particularmente del agua.

GRISELDA MARTÍNEZ ROMEROSALVADOR PENICHE CAMPSUniversidad de Guadalajara. Centro Universitario de Ciencias Sociales y Humanidades (CUCSH) Doctorado en Geografía y Ordenación territorial y Departamento de Economía, Centro Universitario de Ciencias Económicas Administrativas (CUCEA)

Resumen:La gestión del agua del territorio se ha convertido en un factor limitante para llegar a una sustenta-bilidad urbana en México. Algunas posturas sobre la gestión han generado la crisis hídrica actual, sin embargo, otros enfoques integrales son ignorados en la práctica. En éstos convergen aspectos socia-les, biofísicos y económicos con el entendimiento del agua como parte de una naturaleza sistémica y cíclica. El objetivo de este escrito es realizar un acer-camiento teórico desde la Economía Ecológica, que comprende el binomio del ciclo hidrosocial y meta-


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Desde la Economía Ecológica, se comprende que el discurso hegemónico de la sustentabilidad promueve un crecimiento económico sin conside-rar las condiciones ecológicas y termodinámicas que establecen límites en la apropiación de la naturaleza (Leff Zimermann,1998; Martínez Alier;2015; Van-dana Shiva, 2017, Peniche 2019).

El entendimiento de las dinámicas biofísicas y socioculturales hídricas de los distintos territo-rios son parte medular del ciclo hidrosocial en las áreas urbanas, donde la comprensión del agua del territorio de la cuenca hidrográfica (CH) es aún difusa para estructurar enfoques integrales de ges-tión hídrica que guíen a la planeación de ciudades sustentables. En este escrito se desarrolla un acer-camiento teórico de lo que compone el entramado del ciclo hidrosocial y los componentes del metabo-lismo social-urbano.

Desarrollo: La relación del ciclo hídrico en la cuenca hidrográfica y el metabolismo social.

El ciclo hidrosocial es resultado de las interac-ciones antropogénicas con el medio biofísico. Se comprende como una simbiosis del metabolismo hídrico y el metabolismo social de las ciudades. Se desarrolla dentro del espacio biofísico de la CH, la cual puede describirse como un conjunto de ele-mentos biofísicos sistémicos interrelacionados cuyo objetivo principal es la circulación del agua para la producción de vida. Cada cuenca tiene característi-cas biofísicas particulares (geomorfología del suelo, clima, cobertura vegetal, flora y fauna). Además de ser unidades funcionales, los límites definidos y sali-das puntuales están estructuradas por un parteaguas y delimitadas jerárquicamente (Maass Moreno, 2005). El metabolismo sistémico de la cuenca per-mite la continuidad de los procesos bioquímicos, particularmente la deposición de Nitrógeno y Car-bono en el suelo, que son asociados directamente al funcionamiento de los ecosistemas como nutrientes clave para el crecimiento de la vegetación (Ochoa Hueso, 2016:4).

Por otra parte, la suma de actividades pro-ductivas que mueve a millones de personas año


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con año en un ciclo de consumo capitalista, están basadas en la explotación de la naturaleza debido a una marcada racionalidad económica hegemónica. Marx (1971: 71) definió al Metabolismo Social, Stoffwechselzusammenbruch, como el “intercambio entre sociedad y naturaleza”. Por su parte, Toledo lo describe como la relación de los procesos naturales y los procesos sociales de producción en un determi-nado contexto, que generan dinámicas amenazan-tes para la vida humana (Toledo Manzur 2013:50; Martinez-Alier, 1998:22). Las acciones del metabo-lismo social, particularmente en las áreas urbanas, son el reflejo de la producción y consumo actual, que se expresan en la apropiación antropocéntrica de materiales y energías. Específicamente, los flujos de energía y materiales se dan en un ciclo de flujos de entrada (input), flujos interiores y los flujos de salida (output). Dentro de este sistema, las energías y materiales circulan, se transforman y consumen. Toledo describe las fases del metabolismo social en cinco fenómenos que son teórica y prácticamente distinguibles y relacionados: 1) apropiación; 2) transformación; 3) circulación; 4) consumo; y 5)

excreción. Identifica además tres “campos” de estu-dio del metabolismo social: agrario o rural, urbano e industrial. Cada uno de ellos se centra en uno o más de los procesos que forman la cadena metabó-lica (Véase figura 1) (Toledo Manzur 2016; 4).

Figura 1.Metabolismo social-urbano

Fuente: Elaboración propia adaptado de Toledo (2013).


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El metabolismo social también se compone de procesos metabóli-cos intangibles. Toledo lo considera como la parte inmaterial o invi-sible contenedora, es decir, todo aquello socio-cultural que se expresa con imaginarios y valorizaciones, sustentadas en una serie de creencias y cosmovisiones de sesgos culturales en un contexto histórico específico (Véase figura 2) (Toledo Manzur; 2013:54). En el metabolismo de las ciudades circulan, además de los flujos hídricos del sistema natural de la cuenca hidrográfica, los flujos de energía y materiales tangibles e intan-gibles, en un ciclo que se vuelve híbrido. En las urbes, las sociedades

dependen del agua del territorio local y se desarrollan múltiples necesidades para su gestión.

El ciclo hidrosocial en las áreas urbanas. Para Swyngedouw (2013), el ciclo hidrosocial se presenta como la suma de los proce-sos metabólicos biofísicos, la dirección de los flujos hídri-cos y la influencia que ejercen los actores implicados. El ciclo hidrosocial tiene diferentes pro-cedencias y tipologías hídricas, dependiendo de los aportes del agua y las características contex-tuales, particularmente en un ciclo continuo. El flujo hídrico puede comenzar con la disponi-bilidad de agua en el territorio de forma natural, el líquido apli-cado en la agricultura, el agua

Figura 2.Ciclo hidrosocial

Fuente: Elaboración propia con base a Toledo (2013) y Peniche (2019).


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virtual, el abastecimiento en la vivienda, la indus-tria, el comercio y la que termina desechada al dre-naje (Simón Ruiz et, al 2020:56).

En el ciclo hídrosocial de la CH, el agua es intervenida por las acciones del metabolismo social de las ciudades. Cada uno de los procesos del ciclo hídrico (precipitación, escorrentía, infiltración, evaporación, sublimación y condensación) pasan por una disrupción que genera un reajuste en su dinámica sistémica (Swyngedouw, 2013). Estas alteraciones en el flujo y almacenamiento del agua del territorio provocan impactos difíciles de cuantificar y caracterizar en su totalidad. Se les puede considerar como parte de una fractura del sistema que ocasiona una irrupción biofísica y bioquímica relacionada con los sistemas hídricos, debido a fenómenos urbanos asociados al cambio climático como: modificación de dirección de los escurrimientos pluviales por cambio de uso de suelo, afectación en el volumen en las áreas de la cuenca, crecimiento habitacional y poblacional, entre otros.

La fractura metabólica, de la que dan cuenta Foster et al. (2002:3), se ve representada en el ciclo hídrico de la cuenca hidrográfica con la modificación de la cantidad de flujo y distribución del agua, de acuerdo al metabolismo social existente. Así, las irrupciones en los ecosistemas que evolucionaron en el planeta y dieron paso a la vida que existió durante todas las etapas geológicas de la tierra, se deben a la racionalidad económica hegemónica del metabolismo social-industrial-urbano, en una serie de valorizaciones en búsqueda del desarrollo sin límites biofísicos (Peniche Camps, 2019:94). Las formas de interacción de la población en esta era geológica se caracterizan por patrones de producción y consumo a expensas del metabolismo natural de los ecosistemas existentes en el planeta.

Conclusiones:El ciclo hidrosocial adquiere un significado teórico y metodológico que explica la estructura de una relación dinámica de dependencia de los seres humanos con la naturaleza. En este sentido, la


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valoración del espacio físico por la presencia de agua pasa a ser una relación con el territorio en la CH, donde se articulan actividades a nivel cultural, económico y social. Este vínculo entre lo hídrico y lo sociocultural es complejo de representar si no se definen, desde un punto de vista epistemológico, las múltiples interrelaciones, pero también las interacciones multicausales y multicontextuales. La relación de las acciones antropogénicas del metabolismo social de las ciudades con el ciclo hídrico de las CH, puede analizarse a partir de las formas de producción y consumo, pues es ahí donde se han maximizado los factores que han ocasionado la crisis ambiental, sin dejar a un lado el espacio geográfico y el análisis sociocultural. El análisis hídrico desde la Economía Ecológica consiste en comprender y preservar los equilibrios ecológicos que permiten la vida en el planeta para que los servicios ambientales que presta el medio biofísico sean utilizados armónicamente (Peniche Camps 2019:94).

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LA CERVECERA TRANSNACIONAL CONSTELLATION BRANDS Y LA POLÍTICA PÚBLICA CREADA DESDE EL PODER ESTATAL PARA INSTALARLA EN MEXICALI

en marzo de 2020 por el Gobierno federal. El aná-lisis se realiza a través de la teoría de generación de políticas públicas (Merino, 2013).

IntroducciónEl agua es un elemento necesario para la vida humana, los ecosistemas y el desarrollo social, cul-tural y económico de los países, lo que provoca que su demanda mundial haya crecido en las últimas décadas del siglo XX y principios del XXI. Ante una futura o presente crisis de escasez, generada por

MILTHON MINOR MONTESMaestro en Comunicación, reportero mexicalense y estudiante del Doctorado en Estudios Científico Sociales por el ITESO, Universidad Jesuita de Guadalajara.

ResumenEn el presente artículo se analiza la llegada de la empresa transnacional Constellation Brands a Mexi-cali en 2015 y el apoyo obtenido desde el Gobierno del Estado de Baja California para su instalación, a pesar del conflicto socioambiental generado en la comunidad a partir de 2017, en la que un grupo de ciudadanos se manifestaron en contra de la entrega de agua que eso representaba. La firma exportaría cervezas de las marcas Modelo y Corona a Estados Unidos, lo que ha sido considerado como extracti-vismo hídrico (Kauffer, 2018). La obra fue detenida


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el crecimiento poblacional y por el cambio climá-tico, se ha pronosticado que las siguientes guerras entre países serán por el recurso hídrico, en busca de su privatización y control. En este contexto, resulta importante el estudio de los conflictos socio-ambientales desde diversas dimensiones analíticas.

El presente documento plantea el apoyo del Gobierno del Estado de Baja California (2013-2019) a la instalación de la cervecera transnacional Constellation Brands, en Mexicali, Baja California, como una política pública de atracción de inver-sión extranjera directa. En el periodo de 2015 a 2019, las autoridades estatales establecieron diver-sas acciones legales (decretos de ley), proyectos de infraestructura logística e hidráulica, programas hídricos estratégicos y promoción mediática con el propósito de lograr la inversión de al menos 1 mil 400 millones de dólares por parte de la compañía estadounidense en el municipio. Este apoyo se dio a pesar de la preocupación de la comunidad que generó un movimiento socio ambiental en contra de la privatización del agua desde 2017 (Martínez, 2019). Al iniciar operaciones, la firma produciría,

con agua del valle de Mexicali, hasta 5 millones de hectolitros de cerveza para exportar a su país matriz.

De acuerdo con Merino (2013), las decisiones que realiza el Estado para solucionar un problema se convierten en una política pública. Con base en este criterio, este artículo establece que la ins-talación de la planta se convirtió en un asunto de agenda pública del gobernador panista Francisco Vega de Lamadrid (2013-2019). Con esta medida, el Estado dio prioridad a la Ley de Competitividad y Desarrollo Económico, que establece a la atrac-ción de inversión extranjera como un objetivo, y dejó atrás el derecho humano al agua que, desde 2012, se encuentra determinado en el artículo 4to de la Constitución Política de los Estados Unidos Mexicanos (CNDH, 2020).

Después de tres años de lucha, la presión de los movimientos sociales, intensificada con el cam-bio de gobierno federal en 2018 que ha mostrado una visión “anti-neoliberal”, logró que el presidente Andrés Manuel López Obrador (2018-2024) pres-cribiera la realización de una consulta pública para determinar la conclusión o no de las instalaciones


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de la factoría. Ésta se efectuó el 21 y 22 de marzo de 2020. En ella participaron 36 mil 782 ciudada-nos de Mexicali, de los cuales el 76.1% indicaron estar en contra de que siguiera la obra, por lo que fue cancelada.

El contexto MexicaliMexicali es la capital de Baja California. El munici-pio está ubicado al noroeste del país y tiene frontera al norte con el condado de Valle Imperial, Califor-nia, Estados Unidos de América. Su geografía le permite tener puertos de ingreso y salida de mer-cancías hacia el país vecino. Es una región semiá-rida, con características desérticas y temperaturas de hasta de 50 grados centígrados en el verano. Para-dójicamente, desde su fundación se ha convertido en un valle fértil gracias al agua que recibe cada año del río Colorado y que fue delimitada en cantidad por el Tratado de Límites y Aguas de 1944 1.

1 En agosto pasado se informó de una disminución de 51 millones de metros cúbicos de agua para 2021, ante una escasez del líquido en la cuenca del río Colorado en Estados Unidos. Anualmente Estados Unidos entrega a Mexicali, Baja California y a San Luis Río Colorado, Sonora, 1850 millones de metros cúbicos de agua, de acuerdo al tratado de 1944.

El origen económico de Mexicali fue el sector agrícola, específicamente el monocultivo del algo-dón. Durante la segunda mitad del siglo XX se agregaron las actividades económicas de los sectores industrial y maquilador de exportación, principal-mente dirigido al mercado de Estados Unidos.

Desde 2015, la firma transnacional Constella-tion Brands buscó ubicar su producción en Mexi-cali para, de esta forma, aprovechar el agua local y transformarla en cervezas de las marcas Corona y Modelo para su exportación a los Estados Unidos. De acuerdo con su último informe, la marca bus-caba utilizar en su proceso de producción al menos 8 millones de metros cúbicos de agua anuales, sin embargo, hay otras versiones en las que la firma ase-gura requerir hasta 20 millones, extraídos de los acuí-feros sobreexplotados del Valle de Mexicali (Cortez, 2019b). De acuerdo con Cortez (2019a, p. 7), esto representa “un uso insostenible del agua en una zona árida amenazada por la escasez”. La agroregión que sería afectada se conforma por 207 mil hectáreas de siembra de cultivos como trigo, algodón, alfalfa, maíz de pollo, sorgo, hortalizas, entre otros.


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Análisis, la cervecera como política públicaEl desarrollo de una política pública inicia con la decisión de un gobierno de solucionar un problema social o de atender un asunto público para cambiar el “status quo”. En este caso, la atracción de inver-sión extranjera es parte de un propósito para mejo-rar la economía y la generación de empleo de nivel medio y alto (Merino, 2013). Para lograr esto, se diseña una estrategia a seguir, tomando como base una serie de valores, con el objetivo de brindar la solución adecuada que otorgue sustento a las accio-nes necesarias y lograr su éxito. Le sigue la ejecu-ción del plan, que es la implementación. La puesta en marcha es la parte más compleja del trabajo de acción, pues existen múltiples factores que abonan al logro o fracaso de la medida, por ejemplo, la tem-poralidad, finanzas, burocracia, política, rutinas de trabajo en las organizaciones, entre otros.

¿Cómo la instalación de una cervecera transna-cional en Mexicali, Baja California, se convirtió en una política pública del Gobierno estatal? El 22 de abril de 2015 se presentaron ante el poder ejecu-tivo estatal los representantes de la empresa CBRE

Economic Incentives Group con el proyecto empre-sarial “Gateway”, para la elaboración, distribución y venta de productos de exportación de alimentos y bebidas. En este grupo se encontraba la empresa BC Tenedora Inmobiliaria. Después se sabría que se trataba de la instalación de la cervecera Constella-tion Brands, que generaría una inversión nueva de hasta 2 mil millones de dólares (que luego se redujo a 1 mil 400 millones de dólares). Además, genera-ría alrededor 4 mil empleos indirectos en su fase de instalación y 1 mil puestos laborales directos en su operación a largo plazo.

La decisión gubernamental de apoyar a la com-pañía se hizo pública con el envío de la “Inicia-tiva de Decreto para desincorporar del patrimonio público e incorporar al patrimonio privado predios propiedad del Gobierno del Estado y de la Comi-sión Estatal de Servicios Públicos de Mexicali” (ofi-cio SGG/SSJE/155/2006) al Congreso del Estado el 9 de febrero de 2016. El documento explicaba el proyecto y establecía las acciones a realizar para lograr la llegada de la empresa a Mexicali. Esta deci-sión gubernamental se justificó al señalar que, al ser


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un proyecto de inversión privada destinada a la ins-talación de una nueva empresa, podrían ser acree-dores a estímulos fiscales y no fiscales, como es el caso del proyecto “Gateway”. La firma solicitó al Estado lo siguiente:

• Disponibilidad y calidad de agua en la cuenca;• La cercanía a la frontera con Estados Unidos

de América, por ser el mercado de exportación más importante para el grupo;

• Un polígono con una situación topográfica regular, superficie y potencial de uso de suelo requerido;

• La infraestructura necesaria (energía eléctrica, carreteras, vías de ferrocarril, cercanía a puertos aéreos, entre otros);

• La disponibilidad de servicios y mano de obra de buena calidad en diferentes procesos de pro-ducción; y

• La cercanía a los centros de consumo y mer-cado de materias primas

Entre los puntos del decreto se encontraban los referentes al agua. La empresa, para procesar entre 5 y 10 millones de hectolitros al año, requeriría al

menos 20 millones de litros de agua al año garanti-zados por 50 años, los cuales deberían ser obtenidos del valle de Mexicali. De acuerdo con el Plan Estatal Hídrico de Baja California Visión 2035, elaborado por la Comisión Estatal del Agua, las aguas subte-rráneas se encuentran concesionadas en su totalidad y presentan condiciones de sobreexplotación.

La revisión cronológica de los hechos permite identificar acciones clave realizadas por el Gobierno del Estado para lograr la instalación de la cervecera. Éstas se presentan en la Tabla 1.

El conflicto socioambientalLuego de varios enfrentamientos, procesos lega-les y quejas ciudadanas ante la Comisión Nacio-nal de Derechos Humanos, en febrero de 2020, el organismo independiente alertó sobre violaciones al derecho humano al agua por parte del gobierno estatal por posibles omisiones e ineficiencia (2013 a 2019) y de la CONAGUA (2012-2018) por sus procedimientos legales para otorgar los permisos correspondientes para la instalación de la planta (CNDH, 2020). Los grupos de resistencia señala-


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Tabla. 1 Medidas tomadas por el Gobierno de Baja California para promover la llegada de Constellation Brands a Mexicali, esto en diferentes momentos entre 2015 y 2019.

Fecha Acciones realizadas Análisis de la acción

9 de febrero de 2016

Decreto emitido por el Gobierno del Estado . El dictamen 306 de la Comisión de Hacienda de la XXI Legislatura permite el acceso a la firma Constellation Brands (CBRE Economic Incentives Group) .Se desincorparon 103 hectáreas de terrenos públicos para hacerlos privados y venderlos a la cervecera .

En sesión ordinaria del 7 de abril de 2016, se aprobó el Dictamen 306, el cual, apenas unas horas antes, pasó a la Comisión de Hacienda para su análisis, sin socializarse . En cuestión de horas se otorgaron derechos a la empresa extranjera sobre terrenos valuados a 0 .09 centavos de peso por metro cuadrado (Delgado, 2017) .

20 de septiembre de 2016

El Gobierno del Estado licitó un acueducto de 47 kilómetros de distancia que conectaría los pozos de la región noroeste de Mexicali con la planta cervecera, con un costo de 549 millones de pesos que pagaría con recursos federales enviados al Estado, pero que serían financiados durante tres años por la empresa que ganó la licitación (Heras, 2017) . Convocatoria Pública Nacional LO-902028999-E09-2016 etiquetado como “proyecto estratégico” .

En enero de 2017, agricultores del Valle de Mexicali realizaron un plantón en la zona de construcción del acueducto .La obra se presupuestó en 300 millones de pesos, sin embargo, se licitó por más de 450 millones . Al final se cotizó en 549 millones .La obra del acueducto se canceló . (Reyes, 2017) .

2016

La Secretaría de Protección al Ambiente otorgó la “autorización condicionada” de Manifiesto de Impacto Ambiental (MIA) a la empresa BC Tenedora Inmobiliaria, representante de la cervecera, según el oficio SPA-MXL-1129/2016 del 15 de abril de 2016 . La autorización fue emitida sin visto bueno de la SPA ni de la Comisión Nacional del Agua (CONAGUA) .

Los condicionantes fueron cumplidos por la empresa el 7 de marzo de 2017, después del inicio de los movimientos sociales . Cortez (2019a) señala que existen diversas inconsistencias en el documento realizado por la empresa cervecera .Ni la CONAGUA ni la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT) entregaron autorizaciones totales ni concesiones .


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Fecha Acciones realizadas Análisis de la acción

2015Aseguramiento de disponibilidad de agua por la Comisión Estatal de Servicios Públicos de Mexicali (CESPM) y firma de un contrato confidencial .

La CESPM notificó en 2015 que contaba con 20 millones de metros cúbicos de agua disponibles para entregar a la empresa (Cortez, 2019b) .Firmó con la cervecera un contrato confidencial, se presume se establece la entrega de agua . A cambio, la cervecera entregaría los permisos de uso de agua de los agricultores del valle que fueran necesarios (Cortez, 2019a) . Zavala (2019) señala que la CESPM comprometió 20 millones de metros cúbicos de su “excedente”, pero esos volúmenes ya se utilizan, se envían por el Acueducto Río Colorado-Tijuana, para proveer de agua Tecate, Tijuana y Playas de Rosarito .

2017

Creación de proyecto de infraestructura carretera necesaria para logística de tráfico de mercancías de la empresa en la carretera ejido Michoacán de Ocampo al Ejido Puebla . Incluía un puente vehicular que permitiera libremente la conexión de las vías del tren hasta la planta .

A pesar de contar con el proyecto de obra, ésta fue cancelada en 2019 por falta de recursos .

2019

El gobierno pagó 1 millón 417 mil pesos por la elaboración de la memoria documental: “Proyecto Cooperativo para la instalación de la planta cervecera del grupo Constellation Brands en Baja California” (Heras, 2019) .

Elaboración propia.


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ron públicamente que en la llegada de la cervecera hubo corrupción. Por su parte, el presidente de la República, Andrés Manuel López Obrador, con-firmó en 2020 que, además, hubo “influyentismo”.

Ante los resultados de la consulta pública rea-lizada el 21 y 22 de marzo de 2020, los directivos de la empresa notificaron que se marcharían de Mexicali y no demandarían. Sin embargo, el nuevo Gobierno del Estado, encabezado por Morena, ha defendido la inversión millonaria.

ConclusionesLas decisiones tomadas por el Gobierno del Estado privilegiaron el impacto económico de la instala-ción de la cervecera, sobre el impacto social y la pro-tección del medio ambiente, justificándose en un desarrollo que fortalecería las finanzas el Gobierno “innovando en la generación de ingresos”, como lo señala el decreto enviado por Francisco Vega de Lamadrid al Congreso del Estado en febrero de 2016. El proceso descrito representa un modelo de mercantilización del agua, de extractivismo y de acumulación de capital por desposesión a la comu-nidad de Mexicali.


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ENFOQUE TRANSDISCIPLINAR PARA ENTENDER LA VULNERABILIDAD SOCIOHÍDRICA EN LA CIUDAD DE MÉXICO

pla otros elementos -a los tradicionales- para ana-lizar la vulnerabilidad, tales como las percepciones sociales de la escala socioeconómica del tandeo, las preocupaciones y los sentimientos, y cómo esto se relaciona con las prácticas adaptativas. Para tal obje-tivo se realizaron y analizaron 60 entrevistas semies-tructuradas y 222 encuestas (muestreo polietápico e intencionado con un margen de error de 5 y un nivel de confianza de 95%), mediante una metodo-logía mixta.

MARÍA GUADALUPE DÍAZ SANTOS El Colegio de México

ResumenAnte la necesidad de entender la vulnerabilidad social relacionada al servicio de agua en la Ciu-dad de México (CDMX), en particular del tan-deo y de la mala calidad del agua, en este texto se presenta una propuesta teórica en donde se inte-gran las dimensiones del concepto sociológico del habitus (percepción, valoración y acción) con las dimensiones del concepto de vulnerabilidad (expo-sición, sensibilidad y capacidad) definido por el Panel Intergubernamental de Cambio Climático (IPCC); para así llegar a la propuesta del habitus de la vulnerabilidad sociohídrica, el cual contem-


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IntroducciónActualmente 2,026,275 habitantes no tienen agua de manera continua en la CDMX, esto representa una cuarta parte de la población. Se proyecta que esta cifra aumente en el futuro, ya que se observa una tendencia en el incremento de la población con menos horas y días de servicio, lo cual podría signifi-car un aumento del tandeo (ENH y PGIRH, 2012). Actualmente, se han identificado 347 colonias en esta situación (GODF, 1999-2019; Sacmex, 2018).

Según Sacmex (2018), hay 53 colonias con pro-blemas de calidad de agua en la CDMX. Se estima que el 4% de la población total del Cdmx (370,668 personas) recibe “agua que se puede utilizar para los diferentes servicios del hogar y que su consumo no tiene riesgos”, clasificación que ha sido dada por el propio Sistema. Sin embargo, el 2.7% (239,637 personas) recibe agua que pueden emplear en las tareas del hogar, pero su consumo sí representa algún riesgo.

El principal objetivo de este artículo es aportar nuevos enfoques para el estudio de la vulnerabilidad hídrica, contemplando elementos como la histori-

cidad, la cultura, e incluso, los sentimientos de las personas que recurren a la práctica del tandeo para satisfacer sus necesidades, quienes se exponen a una calidad del servicio de agua insuficiente. Esta pro-puesta se organiza en tres secciones: en la primera se presenta la integración del concepto habitus de Pierre Bourdieu con las dimensiones de la vulne-rabilidad planteadas por el IPCC; en el segundo apartado se exponen algunos ejemplos que integran otros elementos para el estudio de la vulnerabilidad; y en la última sección se exponen las conclusiones.

1. Habitus y vulnerabilidad El IPCC ha definido a la vulnerabilidad como una relación de tres aspectos: la exposición, es definida como “la presencia de personas; medios de subsis-tencia; especies o ecosistemas; funciones, servicios y recursos ambientales; infraestructura, o activos eco-nómicos, sociales o culturales en lugares y entornos que podrían verse afectados negativamente” (IPCC, 2014); son los factores externos que afectan a un sistema (clima, precipitación, temperatura, etc.).


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Por su parte, la sensibilidad es el “grado en que un sistema resulta afectado, positiva o negativa-mente, por la variabilidad o el cambio climático” (IPCC, 2007); es interna al sistema e implica las condiciones sociales de la población (caracterís-ticas socioeconómicas, género, expansión urbana, infraestructuras para la provisión de servicios, etc.); mientras que la capacidad adaptativa, es definida como “la habilidad de un sistema para ajustarse al cambio climático (incluyendo la variabilidad del cambio climático o variaciones climáticas) para lograr que los daños potenciales sean moderados, aprovechar las oportunidades o hacer frente a las consecuencias” (IPCC, 2014), dicha capacidad es interna y social (instituciones técnicas, económicas, financieras, gobernanza , etc.) (CAF, 2014)

Aunque las ciencias exactas y naturales han dominado los estudios de la vulnerabilidad hídrica (Cardona, 2001; Lampis, 2013; Adger, 2006), exis-ten algunos estudios sociales de la vulnerabilidad hídrica que se han concentrado en temas como la pobreza, las características de la vivienda, aspectos socioeconómicos y técnicos, entre otros (Kelly y

Agner, 2000; Lampis, 2013; Eugenia, et al., 2014). No obstante, estos estudios resultan insuficientes para analizar la configuración de la vulnerabilidad relacionada al tandeo y la mala calidad del agua, ya que no abarcan factores históricos, preocupaciones individuales, sentimientos, entre otros.

Por ello, se presenta una propuesta basada en el concepto sociológico de habitus para tener un acercamiento analítico a la vulnerabilidad hídrica como resultado de la relación entre el tandeo y la mala calidad del agua. El habitus se define como el sistema o sistemas de disposiciones adquiridas, que generan y permiten la institucionalización de lo social (Bourdieu, 1991). En otras palabras, es el conjunto de prácticas sociales que permiten la reproducción de relaciones objetivas en la vida coti-diana, a partir de estas disposiciones los agentes per-ciben, valoran y actúan.

Para esta propuesta teórica, se entenderá que la percepción, la valoración y la acción involucran procesos externos e internos en la configuración de la vulnerabilidad. Se propone el concepto de habi-tus de la vulnerabilidad sociohídrica, conformado


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por tres dimensiones: percepción de la exposición (percepción de los aspectos físicos y objetivos del tandeo y calidad del agua); valoración de la sensibi-lidad (factores sociales que agudizan el riesgo); prác-ticas de capacidad adaptativa (prácticas relacionadas a la exposición y sensibilidad).

2. Análisis de la vulnerabilidad sociohídricaEn la siguiente figura se muestran en las primeras columnas las variables relacionadas con las prácti-cas de la capacidad (última columna), para mostrar cómo se integraron las dimensiones del habitus de la vulnerabilidad sociohídrica en torno al tandeo y la calidad del agua (ver Figura 1). Cabe señalar que no son relaciones causales sino, mediante el uso de tablas de contingencia, se encontraron algunas asociaciones o correlaciones basadas en la argu-mentación teórica, entendiendo que dicho habitus implica la relación de esas tres dimensiones.

La columna de exposición contiene las variables de servicio (percepción del servicio como bueno, malo o regular); horas (cantidad de horas al mes con el servicio); calidad (percepción de buena, mala o

regular de la calidad del líquido a partir de las carac-terísticas de olor, color, sabor, textura); escenario en 10 años (proyección del servicio como mejor, igual o peor); cambio climático (percepción de la relación o no del tandeo y mala calidad del agua con el cam-bio climático).

En la columna sensibilidad, se agrupan las varia-bles: por qué pasa (explicaciones sociales de por qué sucede el tandeo y la mala calidad del agua); escala (valoración de si esa situación se da a escala de colo-nia, Alcaldía o Ciudad); tandeo en zonas de bajos ingresos (si se valora que el tandeo exclusivamente se vive en zonas con bajos ingresos); mala calidad en zonas de bajos ingresos; preocupación actual (en dicha situación qué actividad resulta prioritaria y más afectada como cocinar, lavar, baño); senti-miento (qué emoción tiene la persona al vivir con dichas condiciones).

Y en la tercera columna se presenta la dimen-sión capacidad adaptativa, se enlistan cuatro varia-bles referidas a las prácticas, frente al tandeo, a la mala calidad del agua, así como prácticas de la per-sona sobre cómo se prevendría en una situación de


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escasez extrema; y la variable de prácticas propuestas contiene las acciones que sugieren a las auto-ridades relacionadas a la gestión del servicio de agua.

Figura 1. Relaciones de las dimensiones “exposición” y “sensibilidad” con “capacidad adaptativa”

Fuente: Elaboración propia.

Cabe señalar que las asocia-ciones (líneas) que relacionan a las variables de las tres dimen-siones siguen una metodología basada en la propuesta teórica, donde las prácticas llevadas a cabo que representan la capaci-dad adaptativa, se pueden asociar a elementos tanto de la percep-ción a la exposición como de la valoración sobre la sensibilidad.

El análisis siguió una meto-dología mixta, primero se usó el método del micronanálisis axial (que implica la codificación abierta o in vivo) de 60 entrevis-tas semiestructuradas, aplicadas

con muestreo de máxima variación y heterogéneo con el común de que todos son casos en situación de tandeo de agua de corto y largo plazo (Patton, 1990: 182). Después se realizó el análisis estadístico de 222 encuestas, resultado de un muestreo polietápico y aleatorio con un 50% de heterogeneidad (diversidad del universo), con un margen de error de 5 y un nivel de confianza de 95%; cabe señalar que el tamaño de la muestra


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a nivel de la Cdmx resultó de 384 casos, sin embargo, por la pandemia se suspendió la aplicación.

2.1 Percepción de la exposiciónEn los casos analizados, 8 de cada 10 personas no cuentan con el servicio de agua diariamente y de forma continua. Una parte de la población entre-vistada que no recibe diario agua percibe que el servicio no tiene una hora (21%) y día específico (40%) para abastecer sus hogares. La percepción de la exposición por tandeo revela que la falta de certi-dumbre sobre la continuidad del servicio incide en la vulnerabilidad sociohídrica de la población.

El 70% de la población entrevistada señaló tener al menos una característica que no corresponde con una buena calidad del agua, puede ser que tiene mal olor, algún color, mal sabor, textura como tierra o sarro, o animalitos. De este grupo, las personas que perciben alguna de las características relacionadas a la mala calidad, el 90% no la consume para beber ni cocinar, el 7% la utiliza solo para cocinar, el 1% para beber, y el 2% para beber y cocinar. Se observa

una asociación entre el uso del agua y el incremento del riesgo por la mala calidad del agua.

2.2 Valoración de la sensibilidadLas personas encuestadas consideran que el tandeo y la mala calidad son -principalmente- problemas locales que de mayor escala. El 34% considera que es una situación a nivel de la colonia o pueblo, 26% a nivel de la ciudad y 24% a nivel de alcaldía.

De quienes señalaron que este problema ocu-rre a nivel colonia o pueblo, el 40% de las personas expresaron que desconocen las causas del tandeo, aunque lo experimenten de manera cercana. El 38% atribuyen esta situación a la infraestructura, ya sea por fugas o por redes sin mantenimiento. Otro 30% consideran que se debe a la falta de una cul-tura de agua.

2.3 Prácticas adaptativas La principal práctica adaptativa es el almacena-miento de agua. Sin embargo, de todas las perso-nas que dijeron que sí les es suficiente la cantidad de agua que tienen almacenada (en tambos, tinacos y/o


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cisterna) el 67% reciben menos de 100 litros (can-tidad recomendada por la Organización Mundial de la Salud). Por tanto, la valoración de suficiencia no necesariamente corresponde con la cantidad de litros recibidos

En relación con las prácticas que tienen las per-sonas frente a la mala calidad del agua percibida y los sentimientos de las personas, el 32% compran únicamente garrafón, y el principal sentimiento es enojo; el 28% además de comprar garrafón también usa clora, la cuela o la hierve, y el principal senti-miento en este grupo es la frustración; y quienes no compran garrafón (24%) señalaron no tener nin-gún sentimiento con respecto a su situación.

Cuando se presenta un problema con respecto al olor, la práctica más recurrente es clorar el líquido (5.6%); respecto al color, las personas la cuelan (4.2%); si el problema es relativo a la textura (con residuos como tierra, sal o sarro) las encuestadas señalaron esperar a que salga limpia (4.4%), es decir, dejar la llave abierta hasta que se vaya acla-rando o abrirla a cierta hora que ya saben que el agua estará más clara.

Por tanto, las personas que perciben que el agua que llega a sus viviendas es de mala calidad y ade-más no hacen nada para mejorarla, como comprar garrafones, clorarla o colarla, es la población que está más vulnerable a experimentar impactos nega-tivos, debido a que la consume directamente como le llega.

ConclusionesEl habitus de la vulnerabilidad sociohídrica del tandeo y de la mala calidad del agua se conforma mediante prácticas observables sujetas a la exposi-ción mediante percepción del servicio, continuidad y calidad; así como de la cantidad de horas con el servicio; del tiempo que se vive con la situación del tandeo, y el pronóstico de las personas del servicio para los próximos 10 años; de la percepción sobre la relación del problema con el cambio climático (elementos que no se profundizaron en este texto); a la sensibilidad, las valoraciones de las personas sobre qué tan expuestas están al impacto del tandeo y la mala calidad del agua, también se asocian con las escalas en las que consideran que ocurre dicha


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situación, así como con las explicaciones que dan del problema y los sentimientos que éste les genera; aunque también la sensibilidad implica la relación socioeconómica, donde la población valora que no solo ocurre a escala colonia, sino en colonias pobres.

Por tanto, las prácticas adaptativas referentes a las capacidades frente al tandeo y la mala calidad del agua corresponden tanto con las percepciones sociales de la exposición (continuidad y calidad) así como con las valoraciones sobre la sensibilidad (escala, explicaciones y sentimientos por lo que experimentan). Hay una clara asociación entre el almacenamiento y los sentimientos, por ejemplo, quienes almacenan menos de 100 litros al día por persona, sienten angustia. Lo cual, conforma nue-vos elementos a considerar en un estudio de vulne-rabilidad relacionada al agua, que provienen tanto de las ciencias exactas como de las sociales.

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